Determinarea stării ecologice bune pentru apele româneşti ale Mării

1

DETERMINAREA STĂRII

ECOLOGICE BUNE PENTRU APELE

ROMÂNEŞTI ALE MĂRII NEGRE

Institutul Naţional de Cercetare Dezvoltare Marină “Grigore Antipa”

DOCUMENT REALIZAT ÎN CONFORMITATE CU CERINTELE

DIRECTIVEIA 2008/56/CE A PARLAMENTULUI EUROPEAN ȘI A CONSILIULUI

Iulie 2012

2

Acest document nu este în versiune finală şi poate suferii modificări fără notificări prealabile. Pentru a putea vizualiza şi descărca ultima lui versiune vă rugăm să accesaţi site-ul Institutului Naţional de Cerceare Dezvoltare Marină „Grigore Antipa” în secţiunea Responsabilităţi Operaţionale / Directive Europene la adresa: http://www.rmri.ro/RMRI/EUDirective/EUDirectiveRO.html

http://www.rmri.ro/RMRI/EUDirective/EUDirectiveRO.html

3

Lista persoanelor care au cotribuit la realizarea acestui document. Institutul Naţional de Cercetare Dezvoltare Marină „Grigore Antipa”

4

Cuprins 1 INTRODUCERE .......................................................................................................................................7

2 Caracterizarea stării ecologice bune pentru Descriptorul “Diversitate Biologică” (D1) .......................8

2.1 Habitate pelagice ........................................................................................................................ 12

2.2 Habitate bentale ......................................................................................................................... 17

2.3 Caracterizarea stării ecologice bune pentru Descriptorul “Specii de interes comercial” (D3) .. 22

2.4 Mortalitatea prin pescuit (F) ...................................................................................................... 22

3 Caracterizarea Stării Ecologice Bune pentru Descriptorul "Eutrofizare" (D5) ................................... 25

3.1 Introducere ................................................................................................................................. 25

3.2 Nivelurile nutrienţilor ................................................................................................................. 28

3.2.1 Concentraţiile nutrienţilor în coloana de apă .................................................................... 28

3.2.2 Rapoartele nutrienţilor (siliciu, azot şi fosfor, acolo unde există) – acest indicator nu a fost utilizat în evaluările anterioare din Directiva-Cadru „Apă”. ............................................................... 32

3.3 Efecte directe ale îmbogăţirii cu nutrienţi.................................................................................. 33

3.3.1 5.2.1. Concentraţiile clorofilei în coloana de apă ............................................................... 33

3.3.2 Transparenţa apei............................................................................................................... 35

3.3.3 5.2.3. Abundenţa macroalgelor .......................................................................................... 36

3.3.4 Modificări în distribuţia speciilor ca de ex: raportul diatomee/dinoflagelate, bentic/pelagic, înfloriri ale algelor toxice cauzate de activităţi umane ............................................. 39

3.4 Efecte indirecte ale îmbogăţirii cu nutrienţi............................................................................... 40

3.4.1 Abundenţa algelor perene şi efecte adverse cauzate de reducerea transparenţei ........... 40

3.4.2 Oxigen dizolvat – modificări datorate descompunerii cantităţilor mari de substanţă organică şi suprafaţa zonei afectate. ................................................................................................. 41

4 Caracterizarea stării ecologice bune pentru Descriptorul “ Contaminaţi” (D8) ................................. 45

4.1 Metale grele ............................................................................................................................... 45

4.1.1 Concentraţia contaminanţilor ............................................................................................ 45

4.1.2 Concentraţia metalelor grele (Cu, Cd, Pb, Ni, Cr) ............................................................... 46

4.1.3 Poluanţii organici persistenţi .............................................................................................. 47

4.2 Concentraţia contaminanţilor .................................................................................................... 47

5 Bibliografie ......................................................................................................................................... 50

5

LISTĂ TABELE Tabel 2-1 Descriptorul 1 detaliat cf. Anexei I din DCSM şi criteriile asociate în legatură cu D4 şi D6 (Decizia Comisiei 2010/477/EU) .............................................................................................. 9 Tabel 2-2 Schema de clasificare ape costiere - compoziția taxonomică ....................................... 13 Tabel 2-3 Schema de clasificare ape costiere - abundența fitoplanctonului ................................. 14 Tabel 2-4 Schema de clasificare ape costiere - biomasa fitoplanctonului .................................... 14 Tabel 2-5 Schema de clasificare ape costiere – Biodiversity Index Menhinick şi Evenness Index Sheldon .......................................................................................................................................... 14 Tabel 2-6 Schema de clasificare ape costiere – indicele EEI ........................................................ 14 Tabel 2-7 Schema de clasificare ape costiere – indicele biotic AMBI ......................................... 15 Tabel 2-8 Clasificare ape costiere – indicele biotic M-AMBI ...................................................... 15 Tabel 2-9 Indicatori propuși pentru stabilire stării ecologice bune pentru descriptorii D1, D4, D5 și D6 .............................................................................................................................................. 16 Tabel 2-10 Indicator al echilibrului biologic ................................................................................. 23 Tabel 2-11 Proportia pestilor mai mari decat lungimea medie la prima maturare sexuala ........... 23 Tabel 3-1 Domenii de variaţie a concentraţiilor fosfaţilor (µM) în apele de la litoralul românesc al Mării Negre, 1959/1963-2007 ................................................................................................... 28 Tabel 3-2 Domenii de variaţie ale concentraţiilor azotaţilor din apele de la litoralul românesc al Mării Negre, 1963-2007. ............................................................................................................... 29 Tabel 3-3 Domenii de variaţie a concentraţiilor amoniului (µM) din apele de la litoralul românesc al Mării Negre, 1963-2007 ............................................................................................ 30 Tabel 3-4 Domenii de variaţie a concentraţiilor azotului anorganic dizolvat, DIN (µM) în apele de la litoralul românesc al Mării Negre, 1963-2007 ..................................................................... 31 Tabel 3-5 Valorile care caracterizeazǎ starea ecologicǎ foarte bunǎ (valori de fond) şi valori care caracterizeazǎ starea ecologicǎ bunǎ pentru nutrienţi – ape tranzitorii şi costiere (Directiva Cadru „Apă”) ........................................................................................................................................... 32 Tabel 3-6 Valori medii ale rapoartelor molare în apele costiere la Constanţa. ............................. 32 Tabel 3-7 Valorile propuse pentru limitele claselor de calitate pe baza parametrului clorofila a – ape tranzitorii, Directiva-Cadru „Apă”. ........................................................................................ 34 Tabel 3-8 Valorile propuse pentru limitele claselor de calitate pe baza parametrului clorofila a, Vara, pentru Directiva-Cadru „Apă”. ............................................................................................ 34 Tabel 3-9Intervale de variaţie ale transparenţei apelor de la litoralul românesc al Mării Negre. . 36 Tabel 3-10 Lista de specii macroalgale prezente la litoralul românesc în perioada 1970-1981 (considerată ca perioadă de referinţă) comparativ cu anul 2006 ................................................... 37 Tabel 3-11 Starea oxigenului dizolvat în apele de la litoralul românesc al Mării Negre. ............. 43

6

LISTĂ FIGURI Fig. 2-1 Harta apelor marine aflate sub jurisdicţia României şi a reţelei naţionale de monitoring integrat. .......................................................................................................................................... 12 Fig. 3-1 Modelul DPSIR al eutrofizării de la litoralul românesc al Mării Negre. ................. 26 Fig. 3-2 Evoluţia concentraţiilor medii lunare ale fosfaţilor - Constanţa – 1959-2007 ............... 29 Fig. 3-3 Evoluţia concentraţiilor medii lunare ale azotaţilor - Constanţa – 1976-2007 ................ 30 Fig. 3-4 Evoluţia concentraţiilor medii lunare ale amoniului la Constanţa, 1980-2007. ..... 31 Fig. 3-5 Evoluţia raportului N/P mediu anual – Constanţa – 1980-2011 .............................. 33 Fig. 3-6 Variaţia sezonieră a clorofilei a în apele costiere româneşti, în anul 2011. .................... 34 Fig. 3-7 Evoluţia temporală a transparenţei apelor la litoralul românesc al Mării Negre,.. 35 Fig. 3-8 Proporţia abundenţelor (cel/l) principalelor grupe algale în totalul fitoplanctonului. ..... 39 Fig. 3-9 Variaţia abundenţelor (cel/l) diatomeelor şi dinoflagelatelor, în apele marine ale litoralului romanesc al Mării Negre. ............................................................................................. 40 Fig. 3-10 Evoluţia anuală a medianelor oxigenului dizolvat, Est Constanta, 1963-2007. ........... 42

7

1 INTRODUCERE

Caracteristicile stării ecologice bune (SEB) trebuie determinate până la 15 iulie 2012 pe

baza evaluării iniţiale. Este de dorit ca abordările fiecărui stat membru care împarte aceeaşi regiune marină, în cazul nostru România şi Bulgaria, să fie armonizate într-un stadiu preliminar, astfel încât să existe un punct comun de plecare pentru procesele de evaluare ulterioare. Prin urmare, starea ecologică bună este determinată la nivelul regiunii sau subregiunii marine, aşa cum se menţionează la articolul 4, pe baza descriptorilor calitativi prevăzuţi în Anexa I.

Starea ecologică bună se determină pe baza celor 11 descriptori calitativi din Anexa I a DCSM. Pentru stabilirea caracteristicilor stării ecologice bune într-o regiune marină sau subregiune, Statele Membre trebuie să revizuiască toţi descriptorii, pentru a indentifica acei descriptori care pot fi folosiţi pentru determinarea stării ecologice pentru regiunea marină în cauză. Dintre cei 11 descriptori, în cadrul Institutului Naţional de Cercetare-Dezvoltare Marină “Griigore Antipa” din Constanţa s-au luat în discuţie descriptorul 1 (care este în strânsă legătură cu descriptorii 4 şi 6), descriptorul 5 şi 8.

Conform Deciziei Comisiei Europene din 1 septembrie 2010 (2010/477/UE) privind criteriile şi metodologiile pentru determinarea stării ecologice bune, pentru descrierea în detaliu a celor 11 descriptori s-au stabilit 29 de criterii şi 56 de indicatori.

Există foarte puţine proceduri de evaluare aplicabile la acest moment, şi foarte puţini indicatori din Decizia Comisiei 2010/477/UE care sunt operaţionali în momentul de faţă. Proceduri importante de evaluare a stării mediului s-au realizat în cadrul a numeroase directive precum Directiva-Cadru “Apă”, (DCA), Directiva “Habitate” (DH) sau Convenţia pentru Protecţia Mării Negre (Convenţia de la Bucureşti).

In principiu, au fost propuse două opţiuni pentru evaluarea integrată sau pentru stabilirea SEB în întreaga regiune marină:

- Ponderea egală a tuturor descriptorilor; - Diferenţierea descriptorilor în descriptori de stare (D1, D3, D4, D6) şi descriptori de

presiune (D2, D5, D7, D8, D9, D10, D11); evaluarea folosind descriptorii de stare; folosirea descriptorilor de presiune pentru a interpreta starea descriptorilor şi măsurile rezultate.

Menţionăm că obiectivul acestui raport nu a fost să identificăm metodele de agregare şi procesele integrate de evaluare pentru stabilirea stării ecologice bune.

8

2 Caracterizarea stării ecologice bune pentru Descriptorul “Diversitate Biologică” (D1)

“Se menţine diversitatea biologică. Calitatea şi densitatea habitatelor, precum şi repartiţia şi abundenţa speciilor corespund condiţiilor fiziografice, geografice şi climaterice existente”.

După publicarea Directivei-Cadru „Strategia pentru mediul marin”, Comisia Europeană a convocat specialişti din ţările riverane mărilor europene şi a constituit Grupuri de lucru pentru fiecare dintre cei şapte descriptori din Anexa 1 a Directivei (cu excepţia Descriptorului 7 - condiţiile hidrografice), cu scopul de a elabora criteriile de dezvoltare şi standardele metodologice pentru fiecare descriptor. Grupuri de experţi independenţi, coordonate de European Commission Joint Research Centre (JRC) şi International Council for the Exploration of the Sea (ICES), au elaborat Rapoarte detaliate pentru opt dintre descriptori (inclusiv D1, D4 şi D6) în 2010.

Grupul de lucru 1 “Diversitatea biologică” face o analiză explicativă a termenilor cheie din definiţia descriptorului 1.

Diversitatea biologică este definită de Conveţia privind Diversitatea Biologică (CBD, 1992) ca variabilitatea între organismele vii din toate sursele, inter alia terestre, marine şi alte ecosisteme acvatice şi complexele ecologice din care fac parte; aceasta include diversitatea în cadrul speciei, între specii şi a ecosistemelor”.

In Directiva-Cadru “Strategia pentru mediul marin”, sintagma stare ecologică bună este definită în Art. 5 (5a, b) astfel:

„Stare ecologică bună” înseamnă starea ecologică a apelor marine care se defineşte prin diversitatea ecologică şi dinamica oceanelor şi a mărilor, care sunt curate, în bună stare sanitară şi productive în cadrul condiţiilor lor intrinseci şi printr-o utilizare durabilă a mediului marin, salvgardându-se astfel potenţialul acestuia pentru utilizările şi activităţile generaţiilor actuale şi viitoare, şi anume: (a) structura, funcţiile şi procesele ecosistemelor marine componente, care împreună cu factorii fiziografici, geografici, geologici şi climaterici, permit ecosistemelor menţionate să-şi păstreze întreaga funcţionalitate şi capacitate de rezistenţă în faţa schimbărilor ecologice induse de om. Speciile şi habitatele marine sunt protejate, este prevenit declinul biodiversităţii datorat intervenţiei omului şi funcţionarea diferitelor componente biologice este în echilibru; (b) proprietăţile hidromorfologice, fizice şi chimice ale ecosistemelor, inclusiv proprietăţile care rezultă din activităţile umane din zona în cauză, susţin ecosistemele în maniera descrisă mai sus. Aportul de substanţe rezultate din activităţile umane şi de energie, inclusiv zgomotul, în mediul marin nu provoacă efecte poluante.

Starea ecologică bună corespunde stării ecologice a ecosistemelor marine (definite prin componentele lor biotice şi abiotice), în ceea ce priveşte structurile acestora, funcţiile şi procesele dinamice care păstrează capacitatea lor de adaptare (rezistenţă) la schimbările induse de către activităţile umane. Este important de precizat că noţiunea de SEB implică existenţa

9

activităţilor umane şi nu se referă deci la o stare lipsită de impact (în sensul unei stări de referinţă). Biodiversitatea trebuie să fie conservată, iar gestionarea activităţilor antropice să se desfăşoare într-o abordare ecosistemică. Acest fapt înseamnă că ansamblul de presiuni exercitate asupra mediului marin induse de aceste activităţi trebuie să fie menţinute la un nivel compatibil cu atingerea stării ecologice bune şi să permită utilizarea durabilă a bunurilor şi a serviciilor oferite de aceste ecosisteme pentru generaţiile prezente şi viitoare.

Pentru anul 2011, ţinând cont de heterogenitatea cunoştinţelor actuale, de necesitatea de a coopera la nivel naţional şi european, în vederea stabilirii unei coerenţe între Descriptori şi Evaluarea iniţială – Starea Ecologică Bună – Obiective de mediu, şi mai ales de perioada de timp foarte scurtă, definirea stării ecologice bune pentru această primă etapă va fi din punct de vedere conceptual şi metodologic. Obiectivul prioritar constă în sinteza informaţiilor disponibile pentru evaluarea iniţială şi propunerea unor metode pentru evaluarea stării de mediu, cât şi caracterizarea stării ecologice bune în conformitare cu alţi Descriptori.

Descriptorii şi criteriile lor asociate se aplică la toate elementele diversităţii biologice (specii şi habitate). Pentru a simplifica elaborarea obiectivelor şi a indicatorilor pentru descriptorii privind Biodiversitatea, ne-am orientat pe şase componente biologice: trei grupuri de specii (păsări, mamifere, peşti), şi grupuri de habitat (pelagial şi bental). In lipsa datelor suficiente privind păsările şi mamiferele, ne vom referi, în special, la habitatele pelagice şi habitatele bentale.

Aşa cum este prevăzut în Decizia Comisiei din 1 septembrie 2010, şi rezumat înTabel 2-1, câteva criterii au cerinţe similare pentru mai mulţi Descriptori. De ex. criteriul 1.6, "condiţia habitatului", de la descriptorul 1 este comparabil cu criteriul 6.2 "Starea comunităţii bentale" de la descriptorul 6. De asemenea, criteriul 1.2. "Mărimea populaţiei", de la descriptorul 1 şi criteriul 4.3 "abundenţa / distribuţia grupurilor/ speciile trofice cheie de la Descriptorul 4 sunt strâns legate.

Fiecare dintre criteriile SEB enumerate în Decizia Comisiei 2010/477/EU sunt însoţite de unul sau mai mulţi indicatori. Indicatorii descriu caracteristicile unui criteriu SEB. De exemplu, criteriul Starea Habitatului (1,6) poate fi măsurat şi evaluat folosind trei dintre indicatorii enumeraţi în Decizia Comisiei, şi anume „Starea speciilor şi comunităţilor tipice” (1.6.1), „Abundenţa relativă şi / sau biomasa”, după caz (1.6.2), şi condiţiile hidrologice fizice şi chimice (1.6.3).

Tabel 2-1 Descriptorul 1 detaliat cf. Anexei I din DCSM şi criteriile asociate în legatură cu D4 şi D6 (Decizia Comisiei 2010/477/EU)

Descriptorul 1 - Biodiversitatea Se menţine diversitatea biologică. Calitatea şi densitatea habitatelor, precum şi repartiţia şi abundenţa speciilor corespund condiţiilor fiziografice, geografice şi climaterice existente. Criterii SEB 1.1. Distribuţia speciilor 1.1.1. Aria de distribuţie

1.1.2. Modelul de distribuţie în cadrul ariei respective, dacă este cazul.

1.1.3 Aria acoperită de specie (pentru speciile sesile/bentonice)

1.2. Mărimea populaţiilor speciilor 1.2.1 Abundenţa şi/sau biomasa populaţiei, după caz 1.3. Condiţia populaţiei speciilor 1.3.1 Caracteristicile demografice ale populaţiei (de

10

exemplu, structura în funcţie de dimensiunea corporală sau de categorii de vârstă, raportul sexelor, rata de reproducere, ratele de supravieţuire/mortalitate)

1.3.2 Structura genetică a populaţiei, acolo unde este cazul

1.4. Distribuţia habitatelor 1.4.1 Aria de distribuţie 1.4.2 Modelul de distribuţie 1.5. Mărimea habitatelor 1.5.1 Mărimea habitatului 1.5.2 Volumul habitatului, dacă este cazul 1.6 Condiţia habitatelor 1.6.1 Starea speciilor şi comunităţilor caracteristice 1.6.2 Biomasa şi/sau abundenţa relativă, după caz 1.6.3 Condiţiile fizice, hidrologice şi chimice 1.7. Structura ecosistemului 1.7.1 Compunerea şi proporţiile relative ale

componentelor ecosistemului (habitate şi specii) Descriptorul 4 – Lanţul trofic Toate elementele ce formează lanţul trofic marin, în măsura în care sunt cunoscute, sunt prezente la un nivel de abundenţă şi diversitate normal, care este capabil să asigure abundenţa speciilor pe termen lung şi păstrarea în totalitate a capacităţii lor reproductive. Criteriile SEB

4.1. Productivitatea (producţia pe unitatea de biomasă) a speciilor cheie sau grupe trofice

4.1.1. Productivitatea principalelor specii de prădători, utilizând producţia acestora pe unitate de biomasă (productivitate)

4.2. Proporţia speciilor selectate de la vârful lanţului trofic

4.2.1. Peşti de talie mare (greutate)

4.3. Abundenţa / distribuţia grupelor trofice cheie /specii 4.3.1. Tendinţe privind abundenţa grupurilor/speciilor selectate importante din punct de vedere funcţional

Descriptorul 6 - Integritatea sedimentelor marine Structura sedimentului marin este cea care asigură faptul că structura şi funcţiile ecosistemului sunt protejate, iar ecosistemele bentonice, în special, nu sunt afectate în mod negativ. 6.1. Pierderi fizice referitoare la caracteristicile substratului

6.1.1. Tipul, abundenţa, biomasa şi întinderea substratului biogen relevant

6.1.2. Suprafaţa de fund de mare afectată în mod semnificativ de activităţile umane pentru diferitele tipuri de substraturi

6.2. Condiţia comunităţii bentale 6.2.1. Prezenţa unor specii deosebit de sensibile şi/sau tolerante

6.2.2. Indici multimetrici de evaluare a stării şi funcţionalităţii comunităţii bentonice, precum diversitatea şi bogăţia de specii, proporţia de specii oportuniste în raport cu speciile sensibile

6.2.3. Proporţia biomasei sau a numărului de exemplare din macrobentos care depăşesc o anumită lungime /dimensiune dată

6.2.4. Parametri care descriu caracteristicile (forma, panta continentală şi fragmentarea) spectrului de dimensiuni al comunităţii bentonice

Descriptorul 5 - Eutrofizarea Eutrofizarea datorată activităţilor umane este redusă la minimum, în special efectele adverse ale acesteia, precum pierderea biodiversităţii, degradarea ecosistemelor, înflorirea nocivă a algelor şi dezoxigenarea apelor de fund. 5.2. Efectele directe ale îmbogăţirii cu nutrienţi

5.2.4. Schimbări la nivelul speciilor în ceea ce priveşte compoziţia florei, cum ar fi proporţia dintre diatomee şi flagelate, dintre bentonice şi pelagice, precum şi înflorirea speciilor de alge perturbatoare/toxice (de exemplu, cianobacteriile) cauzate de activităţi umane

Rezultatele observaţiilor privind de standarde metodologice pentru descriptorul de biodiversitate dovedeşte lipsa metodelor pentru indicatorii propuşi în Decizia Comisiei, mare parte dintre metode regăsindu-se în cadrul altor directive.

11

Fiecare nivel biologic (ecosistem, comunitate, grupă funcţională, specie) implică scări de evaluare diferite în funcţie de problemele considerate. Raportul Task Group 1 - Biodiversitate (Cochrane et al., 2010) recomandă ca evaluarea să se realizeze la nivel de ,,zone de evaluare ecologică”, care ar trebui să analizeze atât componentele, cât şi să arate scara la care măsurătorile sunt fezabile.

Pentru DCSM, raportarea în ceea ce priveşte SEB trebuie făcută la nivel de regiuni sau subregiuni marine (definite în Directivă). Fiecare stat membru are posibilitatea de a-şi împărţi zonele marine aflate sub jurisdicţia sa (Fig. 2-1). Ţinând cont de dinamica ecosistemelor marine şi de schimbările climatice, compoziţia şi abundenţa speciilor se poate schimba progresiv în toate comunităţile şi subregiunile marine. Prin urmare, ne-am orientat pe următoarele componente biologice: grupuri de specii (păsări, mamifere, peşti) şi grupuri de habitate (pelagial şi bental).

Criteriile de delimitare a componentelor principale a habitatelor pelagice: - ape costiere şi tranzitorii conform DCA: caracterizate prin adâncimi reduse, propice

dezvoltării fitobentosului (macroalge, fanerogame) şi prin aporturi continentale de nutrienţi şi contaminanţi,

- apele platoului continental - ape sub influenţa Dunării şi ape marine, cu presiuni diverse şi comunităţi particulare de specii,

- ape de larg.

Criteriile de delimitare a componentelor habitatelor bentale: - compartimentarea în funcţie de substrat (substrat dur sau mobil), la rândul ei împărţită în

funcţie de hidrodinamism (granulometrie) şi de gradul de pătrundere a luminii (în funcţie de adâncime şi turbiditate),

- gradientul coastă/larg: pentru fiecare tip de substrat, delimitare în funcţie de condiţiile de stres (legat de condiţiile hidrologice).

12

Fig. 2-1 Harta apelor marine aflate sub jurisdicţia României şi a reţelei naţionale de monitoring integrat.

2.1 Habitate pelagice

Coloana de apă este o parte importantă a ecosistemului marin şi adeseori este definit ca fiind un habitat pelagic. Planctonul este o denumire colectivă pentru organismele mici şi microscopice, care se deplasează odată cu masele de apă ale mării; acesta include bacteriile, algele microcopice (fitoplanctonul), protozoarele unicelulare, animalele microcopice (zooplancton) precum copepodele (care sunt crustacee), juvenili de peşte şi animale macroscopice cum sunt meduzele. Membrii planctonului formează o parte esenţială a reţelei trofice din pelagial, care ajută la susţinerea structurii comunităţii pelagice şi a ecosistemului marin în ansamblul său. Structura sprijină funcţiile, în acest caz, funcţia de a produce energie pe bază de substanţe organice. Alte funcţii cheie includ achiziţionarea de nutrienţi, în special compuşi de azot sau fosfor, pentru obţinerea de proteine şi acizi nucleici. Prin urmare, planctonul cuprinde o componentă integrală şi vital esenţială a reţelei trofice pelagiale, adică o parte importantă a ecosistemului marin.

Impactele asupra planctonului sunt exercitate de o varietate de presiuni umane gestionabile. Eutrofizarea (D5) şi deversările de nutrienţi afectează compoziţia comunităţilor planctonice şi biomasa ca o presiune ascendentă (bottom-up pressure). Pescuitul (D3), şi părţi din D1, D4, D6 au o influenţă descendentă asupra planctonului care duce la schimbări în biomasele fito- şi zooplanctonului şi compoziţia comunităţilor planctonice, în particular în termenii afectării ecosistemului din presiuni multiple. Suprapescuitul poate avea impact asupra

13

reţelei trofice din plancton până la nivelul planctonului gelatinos, mai puţin a ihtioplanctonului, deoarece acesta este scos din sistem.

Un exemplu bun pentru ilustrarea absenţei unui management al presiunilor antropogene asupra planctonului, care a dus la o degradare severă a ecosistemului, este ceea ce s-a întâmplat în perioada 1970-1980 în Marea Neagră. Pescuitul excesiv, modificările hidrologice apărute după construcţia barajelor de pe Dunăre şi pătrunderea ctenoforului prădător Mnemiopsis leidyi, au transformat Marea Neagră într-o mare puternic eutrofizată (Mee, 1992). Presiunile antropogene cumulative au dus la creşterea biomaselor fitoplanctonice urmate de hipoxie (scăderea concentraţiei în O2 în domeniul batial); pierderea comunităţilor bentale şi a capacităţii de filtrare ca urmare a hipoxiei; creşterea numărului şi severităţii înfloririlor algale; modificări în compoziţia fito- şi zooplanctonului; degradarea rezilienţei ecosistemului care a dus la stabilirea şi proliferarea ctenoforului invadator Mnemiopsis, care este competitor la hrană cu ihtioplanctonul, urmată de alterarea reţelei trofice şi transformarea acesteia într-o reţea dominată de planctonul gelatinos. Deşi eutrofizarea Mării Negre s-a diminuat, iar pescuitul nu este încă reglementat, ecosistemul încă nu s-a refăcut din starea sa anterioară.

Schimbările în dinamica planctonului, observate prin monitoring, sunt recunoscute ca fiind unii dintre cei mai sensibili indicatori biologici la efectele schimbărilor de mediu din mări şi oceane. Una dintre problemele cheie în stabilirea indicatorilor planctonului este nevoia de a decela modificările datorate presiunilor antropice de cele produse de variabilitatea naturală (în timp şi spaţiu). Mai mult, marea varietate a speciilor care constituie planctonul face ca o mare cantitate de informaţie să necesite să fie rezumată. Ceea ce necesită o organizare a planctonului pe grupe de specii care îndeplinesc funcţiuni similare în habitatul planctonic.

O parte dintre indicatorii definiţi în Directiva-Cadru “Apă” pentru fitoplancton sunt deja operaţionali şi pot fi utilizaţi pentru definirea stării ecologice bune. Parametrii importanţi pentru elementul biologic fitoplancton sunt enumeraţi mai jos, împreună cu limitele pentru fiecare clasă de calitate: 1) speciile tip strategie C, reprezentând proporţia din total a abundenţei dinoflagelatelor (DE% - Heterocapsa rotundata, Heterocapsa triquetra, Scrippsiella trochoidea, Prorocentrum minimum, Prorocentrum micans şi Gymnodinium/Gyrodinium) (Smayda, Reynolds, 2003). 2) suma abundenţelor a 3 grupuri taxonomice (microflagelate + euglenoficee + cianobacterii) din totalul abundenţei fitoplanctonului (pentru sezonul de vară).

Tabel 2-2 Schema de clasificare ape costiere - compoziția taxonomică

3) abundenţa (cel/l) şi biomasa (mg/m3) fitoplanctonului;

Compozitia taxonomica High Good Moderate Poor Bad Microflagellates, Euglenophyceae, Cyanobacteria (МЕС) - % total abundance 2 25 50 75 >75 Heterocapsa rotundata, Heterocapsa triquetra, Scrippsiella trochoidea, Prorocentrum minimum, Prorocentrum micans and Gymnodinium/Gyrodinium ( C strategy species -% of the total abundance of Dinoflagellates) 2 25 50 75 >75

EQR 1 0.75 0.50 0.25

14

Tabel 2-3 Schema de clasificare ape costiere - abundența fitoplanctonului

Tabel 2-4 Schema de clasificare ape costiere - biomasa fitoplanctonului

4) doi indici de diversitate - Biodiversity Index Menhinick (1964) şi Evenness Index Sheldon (1969) au fost dezvoltaţi, pentru prima dată, ca parametru pentru fitoplancton la Marea Mediterană (Spatharis S., G. Tsirtsis, 2010), ei fiind adoptataţi şi verificaţi şi la Marea Neagră.

Tabel 2-5 Schema de clasificare ape costiere – Biodiversity Index Menhinick şi Evenness Index Sheldon

Pentru elementul biologic macroalge, în vederea îndeplinirii cerinţelor Directivei Cadru Apă s-a aplicat indicele EEI (Ecological Evalution Index), exprimat în funcţie de indicele EQR (Ecological Quality Ratio), aplicat într-o formă modificată (Dencheva K., 2011), adaptată condiţiilor Mării Negre (cu un număr redus de specii fitobentale comparativ cu alte mări), astfel că rezultatele au fost exprimate utilizând biomasa umedă a speciilor identificate şi nu numărul de specii cum propune forma iniţială a indicelui (Orfanidis S. et al., 2001). Acest indice doreşte să caracterizeze din punct de vedere ecologic staţia analizată. Fiecare specie macroalgală identificată este încadrată în grupe ecologice conform toleranţei la conditiile de mediu, respectiv ESG IA, ESG IB – specii perene indicatoare de zone mai putin poluate şi ESG IIB, ESG IICa, ESG IICb - specii oportuniste, capabile de a se dezvolta în zone eutrofizate, cu o capacitate de dezvoltare foarte ridicată (ex. Ceramium, Cladophora, Ulva). În vederea calculării indicelui EEI-EQR, se determină biomasa medie proaspătă pentru speciile oportuniste (ESG II), şi senzitive (ESG I). O dominanţă cantitativă a speciilor perene, senzitive la o anumită staţie înseamnă o stare ecologică superioară, cunoscându-se faptul că aceste specii nu se pot dezvolta decât în ape de o calitate bună (ex. Cystoseira barbata, Zostera noltii). Limitele acestui indice sunt prezentate în tabelul următor:

Tabel 2-6 Schema de clasificare ape costiere – indicele EEI Biomass proportions of sensitive

and tolerant species

EI

Ecological state class

EI-EQR 80-100%ЕSGI;0-20%ESGII >8-10-ЕI High 0,8-1 60-80%ESGI; 20-40%ESGII >6-8 -EI Good 0,6-0,8 40-60%ESGI; 40-60%ESGII >4-6 -EI Moderate 0,4-0,6 0-40%ESGI; 60-100%ESGII >2-4 -EI Poor 0,2-0,4 0-100%ESGIICa 0-100%ESGII(A+B)

0 -1 -EI >1-2 -EI

Bad 0-0,1 0,1-0,2

Vară Metric High Good Moderate Poor Bad

Abundența totala (103 cel/l) 500 501-600 601-1600 1601-3000 >3000 EQR 1 0.8 0.45 0.16

Summer Metric High Good Moderate Poor Bad

Biomasa (mg/m3) 750 751- 900 901- 2500 2501– 5000 >5000

EQR 1 0.8 0.42 0.17

Metric High Good Moderate Poor Bad

Index Menhinick (1964) 0.19-0.15 0.15-0.09 0.09-0.05 0.05-0.03 0.03-0.01

Index Sheldon (1969) 0.96-0.77 0.77-0.46 0.46-0.30 0.30-0.21 0.21-0.09

15

Pentru a evalua starea ecologică a mediului marin, prin prisma elementului de calitate – macrozoobentosul - au fost utilizaţi indici biotici specifici care evaluează răspunsul comunităţilor bentale la presiunea antropică asupra calităţii mediului acvatic.

Un astfel de indice biotic propus a fi utilizat pentru clasificarea stării de calitate ecologică este indicele biotic AMBI (A. Borja, 2000). Acest indice combină procentul relativ al diferitelor grupe de specii ecologice intr-o formula numerică dând astfel, o serie de valori continue delimitate prin limite intre diferite clase.

Indexul Biotic AMBI se aplică pentru substrat nisipos folosind software AMBI luând in calcul, ca parametru de baza pentru evaluarea stării ecologice a corpului de apa investigat, compozitia taxonomică (număr specii) şi densitatea speciilor macrobentale identificate. Rezultatul este un numar cuprins intre 0 si 6 (7 pentru sediment azoic) fiind împărţit in 5 clase ecologice, de la comunitaţi curate (pure) la comunităţi foarte perturbate (sensu Grall si Glemarec, 1997) sau de la stare foarte bună la stare foarte proastă (sensu Directiva Cadru Ape).

Tabel 2-7 Schema de clasificare ape costiere – indicele biotic AMBI Ecological status High Good Moderate Poor Bad

Range 0.2 < AMBI ≤ 1.2

1.2 < AMBI ≤ 3.3

3.3 < AMBI ≤ 4.3

4.3 < AMBI ≤ 5.5

5.5 < AMBI ≤ 7.0

EQR ≥ 0.83 0.53 0.39 0.21 < 0.21

Pe lângă acesta pentru o mai bună interpretare a datelor si a veni in completarea indicelui biotic AMBI a fost elaborată o altă variantă de calcul - Multivariate AMBI (M-AMBI) care combină valorile AMBI cu componente diverse, cum ar fi indicele de diversitate, Shannon – Wienner, H’ si bogatia in specii (S) (Muxica et all., 2006).

Tabel 2-8 Clasificare ape costiere – indicele biotic M-AMBI Ecological status High Good Moderate Poor Bad

Range M-AMBI ≥ 0.85

0.85 > M-AMBI ≥ 0.55

0.55 > M-AMBI ≥ 0.39

0.39 > M-AMBI ≥ 0.20

0.20 > M-AMBI

EQR ≥ 0.85 0.55 0.39 0.20 < 0.20

O serie de indicatori care pot detecta semnalele timpurii ale modificărilor survenite în

habitatele pelagiale si bentale a fost ientificată și măsura în care acești indicatori pot deveni operaționali a fost analizată conform Tabel 2-9 Măsura în care acești indicatori propuși pot fi aplicați este conform scarei de mai jos:

1= indicatorul trebuie dezvoltat, operațional din 2018 2 = date lipsă, operațional din 2014 când va începe monitoringul conform DCSM 3 = date disponibile (2012), dar nu există un nivel de referință 4 = operațional din 2012

16

Tabel 2-9 Indicatori propuși pentru stabilire stării ecologice bune pentru descriptorii D1, D4, D5 și D6 Criteriul privind

Starea Ecologica Buna cf. Dec.Com.

Indicator cf. Dec.Com. Componenta ecosistemului Indicator propusGrad de aplicare

1.4. Dis tribuția habi tatelor

Flora s i fauna benta laSpeci i vulnerabi le a le florei benta le (Phyl lophora nevrosa, Zostera nol ti , Cystosei ra sp.,) 2

Flora s i fauna benta laSpeci i vulnerabi le a le faunei benta le (Myti lus ga l loprovincia l i s , Chamelea ga l l ina ) 3

Plancton Raportul diatomee / Dinoflagelate 3Plancton Raportul Copepode / fi toplancton 3

1.6. Starea habitatelor Flora s i fauna benta la Compozi tia in speci i 3

Flora s i fauna benta laSpeci i a le florei benta le (Ecologica l Index (EI)) 2

Flora s i fauna benta la Fauna benta la AMBI s i M-AMBI 3Plancton Raportul zooplancton trofic / netrofic 3

Flora s i fauna benta la Macroalge oportunis te 3Plancton Biomasa fi toplanctonului 4Plancton Biomasa zooplanctonului 3

1.7. Structura ecos is temului

Plancton Fi toplancton (Microflagel lates+Euglenophiceae+Cyanophiceae - MEC % of tota l abunance, index of Menhinic and Index of Sheldon, Integrated Biologica l Index - IBI)

4

Plancton Compozi tia fi to s i zooplanctonul , abundenta, biomasa s i tendinte

3

Plancton Fi toplancton s i Zooplancton Indici de divers i tate Shannon s i Pielou-Eveness

3

Flora s i fauna benta laSpeci i de flora benta la (Indici de divers i tate Shannon) 3

Flora s i fauna benta laSpeci i de fauna benta la (Indici de divers i tate Shannon) 3

4.3. Abundenţa / dis tribuţia grupelor trofice cheie /speci i Plancton

Proportia diatomeelor din tota lul biomasei fi toplanctonice 1

Plancton Biomasa zooplanctonului trofic 1

PlanctonBiomasa Mnemiops is leidyi (4 g/m3 ca prag) 1

Flora s i fauna benta la

Tendinte in speci i cheie a le populati i lor de macroalge (Phyl lophora nevrosa, Cystsei ra barbata , Zostera nol ti i ) 3

Flora s i fauna benta la

Tendinte in speci i cheie a le populati i lor de macrozoobentos (Myti lus ga l loprovincia l i s , Rapana,) 3

5.2. Efectele di recte a le îmbogăți ri i cu nutrienți Plancton

Frecventa inflori ri lor cu dinoflagelate in primavara-vara 3

PlanctonRaportul de biomasa dintre diatomee s i dinoflagelate in primavara 3

Flora s i fauna benta la Biomasa de Cystoseira barbata 3

Flora s i fauna benta laAbundenta macrofi telor s i fanerogamelor 3

6.2. Starea comunități i benta le

6.2.1. Prezența unor speci i deosebit de sens ibi le ș i /sau tolerante Flora s i fauna benta la

Dispari tia speci i lor de macroalge vulnerabi le 1

Flora s i fauna benta la Indicele Shannon pentru zoobentos 1

Flora s i fauna benta la Indexul AMBI and M-AMBI 1 (4 DCA)

Flora s i fauna benta la Indexul EEI pentru macroalge 1 (4 DCA)

5.3.1. Abundența a lgelor ș i a ierburi lor de mare perene (de exemplu zosterele) perturbate de scăderea transparenței apei

6.2.2. Indici multimetrici de eva luare a s tări i ș i funcțional i tăți i comunități i bentonice, precum divers i tatea ș i bogăția de speci i , proporția de speci i oportunis te în raport cu

Descriptorul 1 - Biodiverstate

Descriptorul 4 - Reteaua trofica

Descriptorul 5 - Eutrofizare

Descriptorul 6 - Integritatea fundului marii

1.4.1 Aria de dis tribuție

1.6.1 Starea speci i lor ș i comunități lor caracteris tice

1.6.2 Biomasa ș i /sau abundența relativă , după caz

1.7.1 Compunerea ș i proporți i le relative a le componentelor ecos is temului (habi tate ș i speci i )

4.3.1. Tendințe privind abundența grupuri lor/speci i lor selectate importante din punct de vedere funcțional

5.2.4. Schimbări la nivelul speci i lor în ceea ce privește compozi ția florei

17

2.2 Habitate bentale

Gestionarea siturilor marine Natura 2000 se poate confrunta cu anumite obstacole ca urmare a complexităţii unor situri, precum şi ca urmare a costurilor activităţii desfăşurate în acest mediu. Procesul de decizie al unor acţiuni care urmează a fi puse în aplicare, mai ales dincolo de marea teritorială (nu este cazul în momentul de faţă, pentru cele şase situri marine declarate ca urmare a cerintelor Directivei “Habitate”) poate prezenta, de asemenea, un anumit grad de complexitate datorită participării unui număr mai mare de instituţii comunitare sau internaţionale. Pe de altă parte, numărul total al părţilor interesate din aceste zone este, în mod normal, mai redus decât în zonele aflate în apropierea coastei sau pe uscat. Sistemele adecvate de monitorizare trebuie să susţină sisteme corespunzătoare de gestionare care să găsească o soluţie la ameninţările existente şi să verifice dacă obiectivele de conservare sunt atinse.

Secţiunea „Conservarea habitatelor naturale şi a habitatelor speciilor” din Directiva “Habitate” 92/43/CEE tratează problema instituirii şi conservării reţelei Natura 2000. La acest capitol, articolul 6 stipulează unele prevederi care guvernează conservarea şi gestionarea siturilor Natura 2000. Articolul în cauză conţine trei serii principale de prevederi:

- articolul 6(1) stipulează instituirea măsurilor necesare de conservare şi se axează pe participările pozitive şi proactive. Principalul obiectiv vizează întreţinerea sau refacerea habitatelor şi a speciilor la o „stare favorabilă de conservare”;

- articolul 6(2) stipulează unele măsuri privind evitarea deteriorării habitatelor şi a tulburării într-o mare măsură a speciilor. Se pune astfel accentul pe măsuri preventive;

- articolele 6(3) şi 6(4) stipulează o serie de măsuri de siguranţă procedurală şi de sine stătătoare, planuri şi proiecte de guvernare care pot exercita o influenţă considerabilă asupra unui sit Natura 2000.

Comisia Europeană a publicat două documente de referinţă privind gestionarea

activităţilor umane în strânsă legătură cu siturile Natura 2000. Primul dintre acestea se numeşte Gestionarea siturilor Natura 2000, prevederile articolului 6 din Directiva Habitate 92/43/CEE. Cel de-al doilea document, Evaluarea planurilor şi proiectelor care exercită o influenţă considerabilă asupra siturilor Natura 2000, oferă consultanţă metodologică privind prevederile articolelor 6(3) şi (4) din Directiva “Habitate” 92/43/CEE, în ceea ce priveşte evaluarea planurilor şi proiectelor care exercită o influenţă considerabilă asupra siturilor Natura 2000.

Directiva 85/337/CEE a Consiliului, din 27 iunie 1985 privind evaluarea efectelor anumitor proiecte publice şi private asupra mediului (Directiva EIM), verifică dacă impactul proiectelor asupra mediului este identificat şi evaluat anterior acordării autorizaţiei necesare. Autorităţile publice şi de mediu vor fi consultate în ceea ce priveşte aplicarea în vederea obţinerii acordului în materie de dezvoltare şi informaţiilor referitoare la mediu, iar rezultatele acestor consultări vor fi luate în considerare în cadrul procedurii de autorizare a proiectului. Publicul va fi informat despre decizia ulterioară.

18

Măsurile de conservare care urmează a fi instituite vor avea ca scop întreţinerea sau readucerea speciilor şi a habitatului, pentru care a fost desemnat situl, la un stadiu corespunzător de conservare. Elementele naturale protejate care fac obiectul unor presiuni similare necesită o protecţie similară. Cu toate acestea, în funcţie de poziţia sitului şi tipul măsurii necesare, responsabilitatea privind punerea în aplicare acestor măsuri poate varia. Situl ROSCI 0197 Plaja submersă de la Eforie Obiectivele de conservare prioritare pentru situl ROSCI 0197 Plaja submersă de la Eforie sunt menţinerea stării de bună conservare pentru habitatele 1140-3 şi 1110-3, care ating aici cea mai bună stare de consevare şi cea mai mare reprezentativitate din România, inclusiv conservarea speciilor caracteristice Donacilla cornea şi Donax trunculus. De asemenea trebuie protejate speciile de peşti şi mamifere din Anexa II a Directivei Habitate care sunt prezente în sit: Tursiops truncatus, Phocoena phocoena, Alosa immaculata şi Alosa tanaica.

Obiective Indicatori Valori limită Mentinerea stării de bună conservare pentru habitatul 1140-3 Nisipuri mediolitorale

Suprafaţa ocupată de habitat 2.06 ha Fragmentarea habitatului =0 Granulometria nisipului din habitat φ mediu ≥ 0,866mm Densitatea populaţiei de Donacilla cornea ≥ 3300 ind. m-2 Dimensiunea maximă a exemplarelor de Donacilla cornea (lungimea cochiliei)

22-24 mm SL

Mentinerea stării de bună conservare pentru habitatul 1110-3 Nisipuri fine de mică adâncime

Suprafaţa ocupată de habitat 43.55 ha Fragmentarea habitatului =0 Granulometria nisipului din habitat φ mediu ≥ 0,5mm Densitatea populaţiei de Donax trunculus ≥ 200 ind. m-2 Dimensiunea maximă a exemplarelor de Donax trunculus (lungimea cochiliei)

45-50mm SL

Mentinerea stării de bună conservare pentru Alosa immaculata si A. tanaica

Prezenţa juvenililor în captură la pescuitul ştiinţific cu năvodul de plajă

≥ 3 ind. toană-1

Mentinerea stării de bună conservare pentru Tursiops truncatus

Prezenţa afalinilor în sit, izolaţi sau în grupuri, în perioada iunie-octombrie

1-5 ind. zi-1

Mentinerea stării de bună conservare pentru Phocoena phocoena

Prezenţa marsuinilor în sit, izolaţi sau în grupuri, în perioada martie-decembrie

1-5 ind. zi-1

Situl ROSCI0273 Zona marina Cap Tuzla Obiectivele de conservare prioritare pentru situl ROSCI0273 Zona marina Cap Tuzla sunt menţinerea stării de bună conservare pentru habitatele 1170 cu multiple subtipuri şi 8330, unic in România, inclusiv conservarea speciilor caracteristice Hemimysis serrata, Halichondria panicea si Tricolia pullus. Până de curând, habitatul 1140 avea aici o mare valoare conservativă datorită existenţei litoralului stâncos natural, care nu este prezent în România decât în câteva puncte (Agigea, Tuzla, Costineşti, Vama Veche). Din păcate, acesta a fost complet distrus în 2010 şi 2011 prin lucrări hidrotehnice de protecţie costieră. De asemenea trebuie protejate speciile de peşti şi mamifere din Anexa II a Directivei Habitate, care sunt prezente în sit: Tursiops truncatus, Phocoena phocoena, Alosa immaculata şi A. tanaica.

19

Obiective Indicatori Valori limită Mentinerea stării de bună conservare pentru habitatul 1170-9 Stânca infralitorală cu Mytilus galloprovincialis

Suprafaţa ocupată de habitat ≥ 586.23 ha Fragmentarea habitatului = 0 Acoperirea cu Mytilus in interiorul habitatului ≥ 80% Dimensiunea mediană a exemplarelor de Mytilus galloprovincialis (lungimea cochiliei)

≥ 50 mm SL

Biomasa vie a Mytilus galloprovincialis ≥ 7000 g m-2 Frecvenţa decapoduluii Eriphia verrucosa în patrate de 1 m2 ≥ 30%

Mentinerea stării de bună conservare pentru habitatul 8330 Pesteri marine total sau partial submerse

Colmatarea habitatului =0 Densitatea populaţiei de Halichondria panicea in habitat ≥ 1 colonie m-

2 Mentinerea stării de bună conservare pentru Alosa immaculata si A. tanaica


≥ 3 ind. toană-

1 Mentinerea stării de bună conservare pentru Tursiops truncatus


5-20 ind. zi-1



5-20 ind. zi-1

Situl ROSCI0094 Izvoarele sulfuroase submarine de la Mangalia Obiectivele de conservare prioritare pentru situl ROSCI0094 Izvoarele sulfuroase submarine de la Mangalia sunt menţinerea stării de bună conservare pentru habitatele 1110-1, 1110-7 şi 1170-8, care ating aici cea mai bună stare de conservare şi cea mai mare reprezentativitate din România, inclusiv conservarea speciilor caracteristice Zostera noltii, Cystoseira barbata, Arenicola marina si Necallianassa truncata. De asemenea trebuie protejate speciile de peşti şi mamifere din Anexa II a Directivei Habitate care sunt prezente în sit: Tursiops truncatus, Phocoena phocoena, Alosa immaculata şi Alosa tanaica.

Obiective Indicatori Valori limită Mentinerea stării de bună conservare pentru habitatul 1110-1 Nisipuri fine, curate sau uşor mâloase, cu pajişti de Zostera noltii

Suprafaţa ocupată de habitat ≥ 2.43 ha Fragmentarea habitatului ≤ 3 campuri Acoperirea cu Z. noltii in interiorul pajistilor ≥ 50% Inaltimea frunzelor de Z. noltii in iunie ≥ 70 cm Extinderea anuala a rizomilor de Z. noltii in zonele de crestere ale pajistilor

≥ 70 cm

Biomasa foliara a Z.noltii ≥ 1600 g m-2 Frecvenţa decapoduluii Palaemon adspersus în patrate de 1 m2

100%

Mentinerea stării de bună conservare pentru habitatul 1110-7 Nisipuri de mica adancime bioturbate de Arenicola si Necallianassa

Suprafaţa ocupată de habitat 28.63 ha Fragmentarea habitatului =0 Densitatea populaţiei de Arenicola marina ≥ 0.1 ind. m-2 Densitatea populaţiei de Necallianassa truncata ≥ 1 ind. m-2

Mentinerea stării de bună conservare pentru habitatul 1170-8 Stânca infralitorală cu alge fotofile - centuri de Cystoseira arbata

Suprafaţa ocupată de habitat 43.8 ha Fragmentarea habitatului ≤ 2 campuri Acoperirea cu Cystoseira barbata in interiorul campurilor ≥ 50% Inaltimea talurilor de Cystoseira barbata in sezonul rece ≥ 100 cm Biomasa umeda a Cystoseira barbata fara epifite ≥ 3000 g m-2 Frecventa exemplarelor tinere de Cystoseira în patrate de 1 m2 ≥ 50%



≥ 3 ind. toană-

1 Mentinerea stării de bună conservare pentru Tursiops truncatus


5-20 ind. zi-1



5-20 ind. zi-1

20

Situl ROSCI0269 Vama Veche - 2 Mai Obiectivele de conservare prioritare pentru situl ROSCI0269 2 Mai - Vama Veche sunt atingerea stării de bună conservare pentru habitatele 1170-10 cu Pholas dactylus, 1170-8 cu Cystoseira barbata şi 1170-2 cu Mytilus galloprovincialis, care se află toate într-o stare uşor degradată, inclusiv conservarea speciilor reprezentative Cystoseira barbata, Pholas dactylus şi Corallina officinalis. De asemenea trebuie protejate speciile de peşti şi mamifere din Anexa II a Directivei Habitate care sunt prezente în sit: Tursiops truncatus, Phocoena phocoena, Alosa immaculata şi Alosa tanaica. Obiective Indicatori Valori limită Mentinerea stării de bună conservare pentru habitatul 1170-7 Stânca mediolitorală inferioară

Suprafaţa ocupată de habitat ≥ 2.43 ha

Acoperirea cu Corallina officinalis in interiorul campurilor

≥ 50%

Mentinerea stării de bună conservare pentru habitatul 1170-10 Bancuri infralitorale de argila sau marna cu Pholadidae

Suprafaţa ocupată de habitat 0.19 ha Fragmentarea habitatului =0 Densitatea populaţiei de Pholas dactylus ≥ 1500 ind. m-2 Frecventa juvenililor de Pholas dactylus în patrate de 1 m2

≥ 50%

Dimensiunea maximă a exemplarelor de Pholas dactylus (lungimea cochiliei)

70mm SL

Mentinerea stării de bună conservare pentru habitatul 1170-8 Stânca infralitorală cu alge fotofile – centuri de Cystoseira barbata

Suprafaţa ocupată de habitat 0.95 ha Fragmentarea habitatului ≤ 2 campuri Acoperirea cu Cystoseira barbata in interiorul campurilor

≥ 50%

Inaltimea talurilor de Cystoseira barbata in sezonul rece

≥ 100 cm

Biomasa umeda a Cystoseira barbata fara epifite

≥ 3000 g m-2

Frecventa exemplarelor tinere de Cystoseira în patrate de 1 m2

≥ 50%



≥ 3 ind. toană-1



5-20 ind. zi-1



5-20 ind. zi-1

Situl ROSCI0237 Structuri submarine metanogene Sf. Gheorghe Obiectivele prioritare pentru situl ROSCI0237 Structuri submarine metanogene Sf. Gheorghe sunt: menţinerea stării de bună conservare pentru habitatele 1170-2 Recifi biogeni de Mytilus galloprovincialis şi 1180-1 Structuri de carbonat formate în jurul emisiilor active de metan, precum şi mentinerea stării de bună conservare pentru speciile Alosa immaculata si A. tanaica respectiv Tursiops truncatus si Phocoena phocoena.

21

Obiective Indicatori Valori limită Mentinerea stării de bună conservare pentru habitatul 1170-2 Recifi biogeni de Mytilus galloprovincialis

Suprafaţa ocupată de habitat ≥ 4634.34 ha Fragmentarea habitatului – suprafaţa enclavelor de mâl cu Melinna palmata din interiorul habitatului

≤ 10.5%

Acoperirea cu Mytilus viu in interiorul habitatului

≥ 50%

Dimensiunea mediană a exemplarelor de Mytilus galloprovincialis (lungimea cochiliei)

≥ 50 mm SL

Biomasa vie a Mytilus galloprovincialis ≥ 5000 g m-2 Mentinerea stării de bună conservare pentru habitatul 1180-1 Structuri de carbonat formate în jurul emisiilor active de metan (Bubbling reefs)

Suprafaţa ocupată de habitat ≥ 7 ha Frecvenţa structurilor detectabile cu sonarul în transecte de 1 km2

≥ 1 km-2

Înălţimea maximă a structurilor ≥ 30 cm



≥ 3 ind. toană-1

Prezenţa adulţilor în captură la pescuitul ştiinţific cu traulul demersal (traulare de 15-20 min), în afara sezonului de migraţie

≥ 30 ind. traulare-1



5-20 ind. zi-1



5-20 ind. zi-1

Mentinerea stării de bună conservare pentru sturioni

Prezenţa sturionilor în captură la pescuitul ştiinţific cu traulul demersal (traulare de 15-20 min)

≥ 10 ind. traulare-1

22

2.3 Caracterizarea stării ecologice bune pentru Descriptorul “Specii de interes comercial” (D3)

"Toate populațiile de pești și crustacee care fac obiectul unei exploatări comerciale se află în limite biologice sigure, prezentând o distribuție pe vârste și dimensiuni care indică o stare de sănătate bună a stocului". Unul din principalii indicatori utilizati pentru analiza GES este: - presiunea prin pescuit, reflectata prin mortalitatea cauzata de pescuit (F); Realizarea sau mentinerea unei stari bune a mediului presupune ca valoarea lui F sa fie egala sau mai mica decat FMSY (valoarea lui F care produce o productie maxima durabila). Valoarea lui F este calculata prin metode analitice. - raportul dintre captura si biomasa ; - biomasa socului de reproducatori; - varsta populatiilor de pesti si structura pe clase de marimi: - proportia pestilor mai mari decat lungimea medie la prima maturare sexuala; - lungimea medie maxima; - lungimea la prima maturare sexuala Materialul face o scurta analiza a mortalitatii prin pescuit si a structurii pe clase de marimi.

Starea stocurilor de pesti, prin prisma mortalitatii de pescuit, este analizata la nivel regional, stocurile find commune la nivelul Marii Negre.

Structura pe clase de marimi este analizata la nivel de tara.

2.4 Mortalitatea prin pescuit (F)

Mortalitatea cauzata de pescuit (F), necesara pentru analiza indicatorilor biologici, este specificata la nivelul Marii Negre deoarece majoritatea speciilor de pesti cu valoare comerciala sunt comune in cadrul zonei economice exclusive din tarile riverane Marii Negre (sprot, bacaliar, hamsie, stavrid, rechin, calcan etc.). Deoarece in zona Marii Negre nu exista o organizatie regionala de gestionare a pescariilor, cadrul de reglementare in domeniul pescuitului este promovat de catre fiecare tara riverana in parte, nefiind armonizat la nivel regional, chiar si in cazul speciilor migratoare sau comune. In aceste conditii, fiecare tara a realizat cercetari proprii, legate de starea resurselor de peste. Lipsa unui management adecvat in domeniul pescuitului la Marea Neagra este, de asemenea, evidentiata si de faptul ca, in ciuda declinului evident al stocurilor, efortul de pescuit a continuat sa creasca. Acest lucru este foarte evident si in cazul speciilor valoroase de pesti mari, precum: sturioni, calcan, rechin.

STECF (Comitetul Stiintific, Tehnic si Economic pentru Pescarii) al UE incearca sa rezolve problema prin crearea subgrupului de evaluare a stocurilor pentru Marea Neagra (BS EWG). STECF constata ca EWG 11-16 (Expert Working Group) a incercat evaluarea analitica a stocurilor pentru sprot, calcan, hamsie, bacaliar, stavrid si rechin in Marea Neagra. Dintre acestea, au fost realizate evaluari acceptabile privind starea stocurilor, precum si rata de exploatare pentru sprot, calcan, hamsie si bacaliar. A fost de asemenea stabilit pentru aceste

23

stocuri F0.1, un factor adecvat pentru FMSY (mortalitatea prin pescuit care asigura productia maxima durabila), dand posibilitatea de a avea randamente ridicate pe termen lung si risc redus de prabusire a pescariilor.

Evaluarile pentru sprot, hamsie si bacaliar au fost considerate suficient de sigure pentru a forma baza prognozelor de captura, presupunand o serie de optiuni de management, in vreme ce rezultatele evaluarii pentru calcan au fost considerate orientative si nu au putut fi folosite ca baza pentru prognozele de captura.

Sprot. STECF a ajuns la concluzia ca rata propusa de exploatare E 0,4 (egala cu F.0,64) este punct de referinta adecvat gestionarii in concordanta cu productivitatea pe termen lung (factor FMSY) pentru sprotul din Marea Neagra. De-a lungul ultimilor ani, mortalitatea prin pescuit a atins punctul culminant in 2005 si 2009, la un nivel de aproximativ F = 0,59. In consecinta, STECF concluzioneaza ca stocul de sprot din Marea Neagra este in prezent exploatat durabil.

Calcan. STECF a ajuns la concluzia ca F0.1 - 0,18 (factor FMSY) este un punct de referinta adecvat gestionarii in concordanta cu productivitatea pe termen lung si risc scazut de prabusire a pescariei calcanului la Marea Neagra. Rezultatele ambelor evaluari pentru calcan, cu si fara estimarea capturilor nedeclarate, au aratat ca mortalitatea prin pescuit se incadreaza in domeniul F=0,6 si F=0,8. In consecinta, STECF concluzioneaza ca in prezent se practica supraexploatarea resurselor de calcan in Marea Neagra. Acest lucru se intampla in ciuda TAC-urilor scazute stabilite recent de UE pentru Bulgaria si Romania (UE neavand, insa, niciun control asupra celorlalte tari).

Hamsie. STECF a ajuns la concluzia ca rata de exploatare E 0,4 este un punct limita de referinta adecvat gestionarii in concordanta cu productivitatea pe termen lung si risc scazut de prabusire a pescariei hamsiei la Marea Neagra. Observand ca rezultatele evaluarii indica faptul ca rata actuata de exploatare este peste acest nivel, STECF a ajuns la concluzia ca in prezent hamsia este supraexploatata la Marea Neagra (in prezent F(1-3) = 0,62, E 0.4 = FMSY.0,41).

Bacaliar. STECF a ajuns la concluzia ca FMSY propus varstele 1-4 ani, de 0,4 este un punct limita de referinta adecvat gestionarii in concordanta cu productivitatea pe termen lung si risc scazut de prabusire a pescariei bacaliarului la Marea Neagra. F(1-4) estimat = 0,59, depaseste acest punct de referinta, deci STECF concluzioneaza ca stocurile de bacaliar din Marea Neagra sunt in prezent supraexploatate.

Tabel 2-10 Indicator al echilibrului biologic Specie F estimat (Fe) F tinta (Ft) Fe/Ft Sprot 0,59 0,64 0,9219 Calcan 0,6 0,18 3,3334 Hamsie 0,62 0,41 1,512 Bacaliar 0,59 0,4 1,470

Tabel 2-11 Proportia pestilor mai mari decat lungimea medie la prima maturare sexuala

Specia Anul 2008 2009 2010

Sprot 9,04 10,13 6,73 Hamsie 16,97 12,73 5,15 Bacaliar 0,00 0,04 0,61 Barbun 15,84 4,81 2,3 Stavrid 16,39 2,74 0,84 Calcan 3,45 25,46 18,57 Aterina - 19,56 12,2

24

Rizeafca - 1,11 4,2 În general, proporţia de peşti mari (%) a scăzut în ultimii trei ani (2008, 2009, 2010),

numai pentru bacaliar a crescut. Obiective

• Dezvoltarea unor indicatori specifici de monitorizare si evaluare a starii resurselor si habitatelor importante.

• Cercetarea in comun (la nivelul celor 6 tari riverane Marii Negre) a unor elemente precum: distributia speciilor, zone de reproducere, captura per unitatea de efort (CPUE), estimarea biomasei stocurilor, dieta, indici de maturitate, in general o mai buna cunoastere a specieilor.

• Consolidarea cadrului juridic regional pentru gestionarea durabilă a populatiilor principalelor specii din Marea Neagra

• Politica comună a ţărilor de la Marea Neagră pentru dezvoltarea sectorului de pescuit la scară mică, inclusiv măsuri armonizate de reglementare în domeniul pescuitului;

• Dezvoltarea si implementarea metodologiilor de evaluare a stocurilor, agreate la nivel regional;

• Armonizarea strategiilor de dezvoltare ale sectorului de pescuit cu cele de protecţie a mediului, prin aplicarea conceptului de gestionare a pescuitului bazat pe abordarea ecosistemică şi Codul de conduită FAO pentru un pescuit responsabil;

• Intreprinderea de actiuni comune de combatere a pescuitului ilegal si stabilirea unui mecanism regional de consultare intre statele riverane Marii Negre

• Imbunatatirea statisticilor cu privire la capturile din Marea Neagra; • Dezvoltare/extinderea de zone marine protejate de importanta regionala si stabilirea unei

retele la Marea Neagra.

25

3 Caracterizarea Stării Ecologice Bune pentru Descriptorul "Eutrofizare" (D5)

3.1 Introducere Eutrofizarea este un termen utilizat pe scară largă pentru definirea procesului prin care

vegetaţia dintr-un corp de apă se dezvoltă excesiv. Având originea în limba greacă (gr. eutrophia – bine hrănit, dezvoltat), denumirea a căpătat în timp o conotaţie negativă, ca urmare a efectelor nedorite (directe sau indirecte) pe care le determină, iar de aici şi până la poluarea determinată de intensificarea eutrofizării este o graniţă labilă, dificil de stabilit.

Definite mai întâi de limnologi, simptomele eutrofizării au fost clar evidenţiate în anii ’80 şi în estuare şi alte ecosisteme marine costiere, odată cu creşterea aportului de azot şi fosfor provenit din activităţile umane. În scurt timp a apărut şi întrebarea legitimă: Care este legătura între înfloririle algale dăunătoare, hipoxie, mortalităţi piscicole, alge albastre, crustacee necomestibile şi ameninţări la adresa sănătăţii publice? Răspunsul a fost: Eutrofizarea - un proces complex care apare atât în apele dulci cât şi în cele marine, atunci când anumite tipuri de alge se dezvoltă excesiv şi devin o ameninţare pentru sănătatea animalelor şi oamenilor. Cauza primară a eutrofizării o reprezintă concentraţiile ridicate ale nutrienţilor (European Commission, 2002) din mediul acvatic.

Îngrijorările legate de toate acestea s-au concretizat în acţiuni politice transpuse în programe implementate de convenţii regionale: OSPAR (Protecţia mediului marin - Atlanticul de NE, 1992), HELCOM (Protecţia mediului marin - Marea Baltică, 1974), MEDPOL (Protecţia mediului marin - Marea Mediterană, 1976), BSC (Convenţia pentru protecţia Mării Negre împotriva Poluării, Bucureşti, 1992) dar şi instrumente legislative (Directiva Ape Uzate – 1991, Directiva Nitraţi – 1991, etc.).

Astfel, termenul Eutrofizare a început să fie utilizat şi în perspectiva conservării stării ecologice bune a apelor, de exemplu în Directivele Europene, unde este definit ca o “creştere accelerată a algelor şi formelor superioare de vegetaţie cauzată de îmbogăţirea apei cu nutrienţi, în special compuşi cu azot şi/sau fosfor, inducând o perturbare nedorită a echilibrului organismelor prezente în apă şi a calităţii apei respective” (European Commission, 2002). Toate aceste acţiuni au continuat în Uniunea Europeană prin adoptarea, în ultimii ani, a Directivelor Cadru Apă (WFD; 2006/60/EC) şi Strategie Marină (MSFD; 2008/56/EC) care se adresează apelor de suprafaţă şi subterane (WFD) şi celor marine până la 200 Mm, limita zonei economice exclusive (MSFD). Aceste Directive au ca obiectiv evaluarea calităţii ecologice a apelor marine tranzitorii, costiere (WFD) şi de larg (MSFD). Ambele stabilesc un cadru care previne deteriorarea şi furnizează protecţie, promovează utilizarea durabilă, întăreşte protecţia şi îmbunătăţirea mediului acvatic prin măsuri specifice cu privire la reducerea progresivă a

Definiţia Eutrofizării – Task Group 5 - JRC, European Union and ICES,

2010 Eutrofizarea este un proces determinat de îmbogăţirea apei cu nutrienţi, în special compuşi cu azot şi/sau fosfor, care conduce la: dezvoltarea accentuată a biomasei şi producţiei primare algale, modificări ale echilibrelor organismelor şi degradarea calităţii apei. Consecinţele sale devin nedorite dacă degradează apreciabil sănătatea ecosistemului şi/sau dezvoltarea sustenabilă a bunurilor şi serviciilor.

26

descărcărilor de ape şi asigură reducerea poluării. În general, WFD urmăreşte atingerea „stării ecologice bune” pentru toate apele până în 2015 iar MSFD obţinerea „stării ecologice bune” din apele marine.

Cu toate acestea, MSFD este primul document oficial care dă o abordare funcţională eutrofizării, stabilind-o ca fiind parte a ansamblului de caracteristici (descriptori de calitate) corespunzătoare stării ecologice bune: biodiversitatea, speciile neindigene, populaţiile de peşti şi moluşte exploatate comercial, elementele lanţului trofic marin, eutrofizarea rezultată din activităţi umane, structura sedimentulor marine, condiţiile hidrografice, nivelul de concentraţii ale contaminanţilor, concentraţiile de contaminanţi din biotă, deşeurile marine, introducerea de energie, inclusiv surse sonore submarine.

Odată definit fenomenul, studiul succesiunii tipice a evenimentelor din timpul eutrofizării presupune cunoaşterea faptului că fitoplanctonul nu este distribuit uniform în mare, nici în timp, nici în spaţiu. Într-o manieră similară cu plantele terestre din zonele temperate, speciile înfloresc şi se ofilesc odată cu schimbarea sezoanelor şi uneori reprezintă hrană pentru animale – numai că, în mediul marin, dacă sunt nefixate, plantele sunt la dispoziţia mareelor şi curenţilor. Astfel, distribuţia fitoplanctonului este neuniformă, iar unele specii individuale şi-au dezvoltat propria fiziologie în avantajul competitorilor, favorizându-le dezvoltarea în anumite condiţii optime. Unele specii (de ex. flagelatele) au în mod particular adaptări extraordinare care le permit să caute condiţii mai bune de lumină sau hrană. Este importantă recunoaşterea acestei heterogenităţi care face dificilă stabilirea unor condiţii de bază (tipice), pentru acest lucru fiind necesar un set mare de observaţii în spaţiu şi timp.

Aportul antropic de nutrienţi în mediul marin conduce, în general, la creşterea densităţii comunităţilor fitoplanctonice. În acelaşi timp, pot avea loc modificări subtile precum ajustarea compoziţiei speciilor la noul raport între azot, fosfor şi siliciu (ICPDR – ICBS, 1999). Succesiunea evenimentelor (impacturilor) din timpul intensificării eutrofizării, constă în: consumul de oxigen în fenomenele de descompunere oxidativă a materiei organice rezultate în urma înfloririlor, reducerea transparenţei apei, afectarea întregului lanţ trofic marin, mortalităţile piscicole precum şi impactul asupra sănătăţii oamenilor şi cel economic (Fig. 3-1Fig.4.1).

Drivere - Creşterea populaţiei - Industrie - Agricultură - Urbanizare – ape insuficient epurate - Emisii atmosferice - Schimbări climatice

Presiuni -Modificări hidrologice, -Îmbogăţire cu nutrienţi a Dunării

Stare -Aport de nutrienţi fluvial şi costier mărit -Modificarea stării chimice

Impact Intensificarea eutrofizării

– creşterea productivităţii primare planctonice - reducerea transparenţei -hipoxie, -modificarea stării biologice a apelor de la litoralul românesc

Răspuns - Măsuri pentru reducerea nutrienţilor - Monitoring -Implementarea legislaţiei

Fig. 3-1 Modelul DPSIR al eutrofizării de la litoralul românesc al Mării Negre.

27

În întreaga lume s-au observat puternice corelări între aportul crescut de nutrienţi şi proliferarea înfloririlor algale dăunătoare. În unele zone, acestea au crescut ca urmare a alterării regimului nutrienţilor, nu numai schimbărilor în formele majore, ca de ex. azot sau fosfor, ci şi sub aspectul speciei chimice a acestora. Pe lângă nutrienţii anorganici, şi cei organici sunt în creştere pe tot globul, fapt corelat cu multe înfloriri, atât ale dinoflagelatelor cât şi ale cianobacteriilor (GEOHAB, 2006). Odată ce nutrienţii ajung în zona costieră pot declanşa o serie de efecte indirecte ca răspuns al ecosistemului. Impactul iniţial, constând în efectele directe, poate conduce şi la efecte indirecte precum: reducerea transparenţei apei şi a puterii de penetrare a radiaţiei solare, reducerea cantităţii de oxigen dizolvat în zonele de fund şi formarea zonelor hipoxice persistente sau chiar a „zonelor moarte”, cu apariţia mortalităţilor populaţiilor bentice, schimbări în structura comunităţii fitoplanctonice, creşterea sedimentării substanţei organice etc.

În particular, aceste efecte s-au regăsit la Marea Neagră începând cu sfârşitul anilor ’60 până la începutul anilor ’90, fiind considerate adevărate catastrofe de mediu. Cel mai puternic efect a fost eliminarea ecosistemului Phyllophora din zona nord-vestică în aproximativ 10 ani. Lanţul de evenimente care au condus la declinul acestui ecosistem a început cu creşterea aportului fluvial de nutrienţi, mai ales după sfârşitul anilor ’60, când utilizarea fertilizatorilor a crescut deosebit de mult ca urmare a „Revoluţiei Verzi”. Odată cu dezvoltarea agriculturii a apărut şi dezvoltarea fermelor de animale la scară mare, industrializate, care au devenit ineficiente în managementul deşeurilor rezultate. Cam în acelaşi timp s-a produs şi o urbanizare masivă, care a condus la creşterea volumului descărcărilor de ape neepurate sau insuficient epurate. Mai mult decât atât, au fost introduşi detergenţii pe bază de polifosfaţi, ceea ce a condus la creşterea aportului de fosfor. Toate acestea au produs intensificarea eutrofizării, deci creşterea intensităţii înfloririlor algale şi apariţia răspunsului ecosistemului prin următoarele efecte (Gomoiu 1992; Mee et al. 2005; Mee şi Toping, 1999): reducerea transparenţei, modificări în regimul oxigenului, modificări ale biodiversităţii ecosistemului, etc.

La începutul anilor ’90, s-a constatat scăderea încărcăturilor de nutrienţi, care s-a concretizat în primele semne de recuperare (scăderea numărului de înfloriri fitoplanctonice, îmbunătăţirea regimului bentic al oxigenului, creşterea considerabilă a macrofaunei bentice (Gomoiu, 1992). Astfel, în anul 2005, zona nord-vestică a Mării Negre părea să conţină un ecosistem puternic alterat dar relativ funcţional faţă de anii ’60. Simptomele disfuncţionalităţilor, precum incapacitatea sistemului de reciclare a încărcăturii organice mari pe care o receptează/produce în unele zone, sau continuarea dominanţei înfloririlor fitoplanctonice monospecifice în alte zone erau încă evidente (BSC, 2008). Conform Analizei de Diagnostic Transfrontalier a Mării Negre (BSC, 2007), apele costiere şi platforma continentală a Mării Negre erau încă predominant eutrofe (bogate în nutrienţi), iar partea centrală era mezotrofă (nivel mediu al nutrienţilor). În acest stadiu, este un drum lung până la a considera Marea Neagră „recuperată total”, un drum ce necesită protecţie faţă de presiunile antropice precum şi adaptarea la noua realitate şi noile specii.

În contextul Descriptorului 5, evaluarea eutrofizării apelor marine trebuie să ţină cont de evaluările apelor tranzitorii şi costiere din Directiva-Cadru „Apă”, într-un fel care să asigure comparabilitatea, luând în considerare informaţiile şi cunoştinţele acumulate în cadrul convenţiilor regionale (Decizia 2010/477/EU).

28

Criterii şi indicatori (Decizia 2010/477/EU) pentru descrierea Stării Ecologice Bune Descriptorul 5 - Eutrofizarea rezultată din activităţile umane,, în special efectele sale

nefaste cum ar fi pierderi ale biodiversităţii, degradarea ecosistemelor, proliferarea algelor toxice şi dezoxigenarea apelor profunde, este redusă la minimum

Decizia Uniunii Europene indică pentru evaluarea stării ecologice bune, din perspectiva

Descriptorului calitativ 5, trei criterii conţinând 8 indicatori analizaţi după cum urmează:

3.2 Nivelurile nutrienţilor

3.2.1 Concentraţiile nutrienţilor în coloana de apă

Deşi perioada anilor ’60 este considerată în literatură perioadă de referinţă, Starea Ecologică Bună în privinţa acestui indicator nu trebuie să reprezinte o revenire perfectă la condiţiile de atunci, având în vedere modificările produse, în general, mediului înconjurător, manifestate în principal prin creşterea populaţiei şi schimbări climatice. În particular, ecosistemul zonei de nord-vest a Mării Negre a trecut prin modificări majore datorate eutrofizării, dând însă semne că îşi revine. Totuşi, această revenire nu se va mai face pe aceeaşi cale pe care s-a produs degradarea şi nici cu aceeaşi repeziciune, întrucât vorbim despre un sistem în echilibru dinamic.

3.2.1.1 Concentraţiile fosforului anorganic dizolvat (DIP) în coloana de apă Domeniile de variaţie a concentraţiilor fosforului anorganic dizolvat (fosfaţi), specifice

fiecărei etape de eutrofizare a apelor de la litoralul românesc al Mării Negre, determinate pe baza datelor istorice deţinute din staţia Cazino Mamaia (1959-2007, Constanţa, medii lunare, N = 576, Fig.5.1.1) şi de pe profilul Est Constanţa (1963-2007, N = 6324), ca şi a celor din literatură, au folosit la stabilirea unui domeniu general de variaţie, în toate tipurile de ape de la litoralul românesc al Mării Negre. Domeniile de concentraţii specificate reprezintă intervalul de variaţie în care s-au încadrat 50% din valorile intervalelor respective (Tabel 3-1 şi Fig. 3-2). Aceste intervale pot constitui baza evaluării Stării Ecologice Bune în contextul Directivei Strategie Marină.

Tabel 3-1 Domenii de variaţie a concentraţiilor fosfaţilor (µM) în apele de la litoralul românesc al Mării Negre, 1959/1963-2007

Aria de studiu Referinţă 1959/1963-2007

Intensă eutrofizare 1971-1995

Post eutrofizare 1996-2007

Constanţa, 1959-2007 (ape costiere la suprafaţă), µM

0,13 - 0,50 1,86 - 7,09 0,24 - 0,86

Est Constanţa, 1963-2007 (ape costiere şi marine, coloana de apă), µM

0,04 - 0,16 0,19 - 0,95 0,02 - 0,22

Date din literatură – NV Mării Negre (Oguz şi Velikova, 2010), µM

<2,00 3,00 - 8,00 <2,00

Fosfaţi în apele de la litoralul românesc al Mării Negre, µM

<1,00 1,00 - 7,00 <1,00

29

Având în vedere evaluarea iniţială precum şi analiza presiunilor şi efectelor îmbogăţirii

cu fosfor anorganic a apelor de la litoralul românesc al Mării Negre, considerăm: Starea ecologică bună este determinată de menţinerea nivelurilor actuale ale

concentraţiilor în zona de larg şi de scăderea acestora în apropierea surselor de poluare de pe uscat, în special a staţiilor de epurare din preajma marilor aglomerări urbane.

În privinţa aportului fluvial nu se pot face aprecieri, întrucât acesta depinde de condiţiile

hidrologice care, sezonier, influenţează variabilitatea ecosistemului. Oricum, eforturile depuse pentru reducerea aportului de fosfaţi, s-au regăsit în scăderea concentraţiilor acestora şi uşoara refacere a ecosistemului din zona de nord-vest a Mării Negre.

3.2.1.2 4.1.1B. Concentraţiile azotului anorganic (DIN) în coloana de apă Azotaţii. Domeniile de variaţie a concentraţiilor azotaţilor, specifice fiecărei etape de

eutrofizare a apelor marine româneşti, determinate pe baza datelor istorice deţinute din staţia Cazino Mamaia (1976-2007, Constanţa, medii lunare, N = 372, Fig.5.1.2) şi de pe profilul Est Constanţa (1976-2007, N = 3024), ca şi a celor din literatură, au folosit la stabilirea unui domeniu general de variaţie, în toate tipurile de ape. Având în vedere că metodele de analiză ale azotaţilor au fost implementate în laboratorul INCDM „Grigore Antipa” începând cu anul 1976, datele din perioada de referinţă au fost obţinute din literatură (Bodeanu, 1989; Mee şi Topping, 1999; Chirilă, 1965). Domeniile de concentraţii specificate reprezintă intervalul de variaţie în care s-au încadrat 50% din valori din intervalele respective (Tabel 3-2 şi Fig. 3-3). Aceste intervale pot constitui baza evaluării Stării Ecologice Bune în contextul Directivei Strategie Marină.

Tabel 3-2 Domenii de variaţie ale concentraţiilor azotaţilor din apele de la litoralul românesc al Mării Negre, 1963-2007.

Fig. 3-2 Evoluţia concentraţiilor medii lunare ale fosfaţilor - Constanţa – 1959-2007

30

Aria de studiu Referinţă 1963-1970



Constanţa (ape costiere, suprafaţă), µM

4,41-10,39 4,37-9,37

Est Constanţa (ape costiere şi marine, coloana de apă), µM

2,21-8,21 2,54-5,05

Date din literatură, Chirilă, 1965 şi Bodeanu, 1969, µM

1,00 -2,00 30,00 -

Azotaţi în apele de la litoralul românesc al Mării Negre, µM

<2,00 2,00 – 10,00 2,00 – 10,00

Amoniul. Datele istorice ale concentraţiilor amoniului datează din anul 1980, datorită

introducerii în laborator a metodei de analiză începând cu acest an. De aceea, datele din perioada de referinţă sunt obţinute prin diferenţă, pe baza datelor din literatură, reprezentând concentraţii ale azotaţilor şi ale azotului anorganic total (Bodeanu, 1989; Mee şi Topping, 1999; Chirilă, 1965; Oguz şi Velikova, 2010). Distribuţia concentraţiilor medii lunare ale amoniului pentru perioada 1980-2007 la Constanţa nu evidenţiază perioade distincte, cu excepţia anilor 1976 şi 2007. Totuşi, se va menţine împărţirea în perioadele evidenţiate la fosfaţi, pentru evaluarea stării actuale a eutrofizării. Domeniile de concentraţii specificate reprezintă intervalul de variaţie în care s-au încadrat 50% din valori din perioadele respective (Tabel 3-3 şi Fig. 3-4). Aceste intervale pot constitui baza evaluării Stării Ecologice Bune în contextul Directivei Strategie Marină.

Tabel 3-3 Domenii de variaţie a concentraţiilor amoniului (µM) din apele de la litoralul românesc al Mării Negre, 1963-2007

Aria de studiu Referinţă Intensă eutrofizare Post eutrofizare

Fig. 3-3 Evoluţia concentraţiilor medii lunare ale azotaţilor - Constanţa – 1976-2007

31

Referinta, 4 µM

1963-2007 1980-1995 1996-2007 Constanţa (ape costiere, suprafaţă), µM

4,84 - 8,00 3,48 - 7,98

Est Constanţa (ape costiere şi marine, coloana de apă), µM

1,71 - 7,61 1,06 - 2,34

Ape de la litoralul românesc al Mării Negre, µM <4,00 4,00 - 8,00 4,00 - 8,00

Însumarea datelor obţinute pentru formele anorganice ale azotului azotat şi amoniu furnizează intervale de valori pentru diferite perioade de eutrofizare a apelor de la litoralul românesc al Mării Negre (Tabel 3-4).

Tabel 3-4 Domenii de variaţie a concentraţiilor azotului anorganic dizolvat, DIN (µM) în apele de la litoralul românesc al Mării Negre, 1963-2007

Aria de studiu Referinţă 1963-1970



Ape de la litoralul românesc al Mării Negre, µM <6,00 6,00 - 18,00 6,00 - 18,00

În plus, evaluările din Directiva-Cadru „Apă” pentru apele tranzitorii şi costiere de la

litoralul românesc al Mării Negre au stabilit valori care caracterizează starea ecologică foarte bună şi bună (Tabel 3-5).

Fig. 3-4 Evoluţia concentraţiilor medii lunare ale amoniului la Constanţa, 1980-2007.

32

Tabel 3-5 Valorile care caracterizeazǎ starea ecologicǎ foarte bunǎ (valori de fond) şi valori care

caracterizeazǎ starea ecologicǎ bunǎ pentru nutrienţi – ape tranzitorii şi costiere (Directiva Cadru „Apă”) Parametru Starea ecologicǎ foarte bunǎ

(valori de fond)

Starea ecologicǎ bunǎ

Ortofosfaţi, P-PO4

3- <0,03 mg P/L <1,00 µM 0,03 mg P/L 1,0 µM Azotaţi, N-NO3

- < 1,00 mg N/L <71,43 µM 1,0 - 1,5 mg N/L 71,43 – 107,14 µM Azotiţi, N-NO2

- < 0,03 mg N/L <2,14 µM 0,03 mg N/L 2,14 µM Amoniu, N-NH4

- < 0,10 mg N/L <7,14 µM 0,1 mg N/L 7,14 µM

Având în vedere evaluarea iniţială precum şi analiza presiunilor şi efectelor îmbogăţirii

cu azot anorganic a apelor de la litoralul românesc al Mării Negre, considerăm: Starea ecologică bună a apelor marine este determinată de scăderea concentraţiilor, în

zona de larg şi în apropierea surselor de poluare de pe uscat, atât staţii de epurare din preajma marilor aglomerări urbane, cât şi aportul fluvial până la valori care să menţină raportul N/P aproape de valoare optimă, 16.

3.2.2 Rapoartele nutrienţilor (siliciu, azot şi fosfor, acolo unde există) – acest indicator nu a fost utilizat în evaluările anterioare din Directiva-Cadru „Apă”. Între anii 1959-2011, la Constanţa, rapoartele molare au variat în raport cu modificările

concentraţiilor nutrienţilor. În general, valorile acestora au fost apropriate de cele din apele Dunării, mai ales în perioada 2000-2007, confirmând influenţa deosebit de mare a apelor fluviale asupra nivelului de nutrienţi ai apelor costiere, în contextul în care aporturile antropice locale s-au diminuat considerabil (Cociaşu, 2008) (Tabel 3-6).

Tabel 3-6 Valori medii ale rapoartelor molare în apele costiere la Constanţa.

Perioada Si/N Si/P N/P

1959-1970 - 152,30 - 1980-1989 0,99 2,40 2,41 1990-1999 0,85 4,82 5,66 2000-2007 0,90 30,71 34,24

Având în vedere valorile medii ale raportului N/P sub 10, în perioada de intensă

eutrofizare (1980-1995) (Fig. 3-5), precum şi creşterea acestui raport în perioada post-eutrofizare (pe seama scăderilor concentraţiilor fosfaţilor), considerăm:

Starea ecologică bună ar putea fi atinsă când raport N/P nu este mai mic de 10.

33

Oricum, acest indicator trebuie studiat şi dezvoltat în continuare, inclusiv corelaţiile sale cu comunitatea fitoplanctonică din sectorul românesc al Mării Negre.

3.3 Efecte directe ale îmbogăţirii cu nutrienţi

3.3.1 5.2.1. Concentraţiile clorofilei în coloana de apă

Clorofila a este pigmentul verde din plante cu un rol major în procesul de fotosinteză. In acelaşi timp, clorofila a este şi un indicator al stării trofice a apelor, frecvent utilizată în aprecierea calităţii acestora. Clorofila a este parametrul biochimic cel mai frecvent determinat în oceanografie, fiind indicator unic al biomasei vegetale şi al productivităţii marine. În perioada de vară, când producţia primară este limitată doar de elementele nutritive, concentraţia clorofilei a este legată de stocul de nutrienţi. Evaluările concentraţiilor clorofilei a efectuate pentru apele tranzitorii şi costiere pentru Directiva-Cadru „Apă” au luat în considerare valorile concentraţiei de clorofilă a în perioada de vară (lunile mai – septembrie). Astfel, stabilirea valorilor de referinţă şi a valorilor caracteristice celorlalte clase de calitate ecologică pentru apele tranzitorii s-a făcut luând în considerare datele istorice din perioada 1976-1979, pe probe prelevate din staţiile de monitoring în zona Sulina – Portiţa (s-au luat în calcul datele obţinute în lunile mai-septembrie, când singurul factor limitativ este reprezentat doar de nutrienţi). Stabilirea valorilor caracteristice celor cinci clase de calitate ecologică (Tabel 3-7) prevăzute de Directiva-Cadru „Apă” s-a făcut conform procedurii recomandate de OSPAR (OSPAR Comprehensive Procedure) după cum urmează: pe datele istorice disponibile s-a calculat percentila 25%, obţinându-se valoarea 1,96 µg/l ca valoare de referinţă. Calculând 133% din valoarea de referinţă s-a obţinut valoarea 2,6µg/l, care reprezintă

0.00

10.00

20.00

30.00

40.00

50.00

60.00

1980

1981

1982

1983

1984

1985

1986

1987

1988

1989

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

2010

2011

N/P

Fig. 3-5 Evoluţia raportului N/P mediu anual – Constanţa – 1980-2011

34

limita superioară a clasei “Foarte bună”. Limita superioară a clasei “Bună” s-a obţinut multiplicând valoarea obţinută pentru clasa “Foarte bună” cu 1,5. Limitele dintre clasele de calitate “Moderată” şi “Slabă” şi clasele “Slabă” şi “Foarte slabă” s-au stabilit ca fiind de două ori mai mari decât limitele superioare a claselor precedente. Tabel 3-7 Valorile propuse pentru limitele claselor de calitate pe baza parametrului clorofila a – ape tranzitorii, Directiva-Cadru „Apă”.

Clasa de calitate Foarte bună Bună Moderată Slabă Proastă Clorofila a µg/l < 2,6 2,6 – 3,9 3,9 – 7,8 7,8 – 15,6 >15,6

EQR 0,75 0,50 0,25 0,12 0

Stabilirea valorilor de referinţă pentru corpul comun de apă dintre România şi Bulgaria a

condus la valori specifice zonei sudice a litoralului românesc, mai puţin influenţate antropic. Condiţiile de referinţă au fost calculate pe baza datelor istorice din apele costiere româneşti (1976 – 1978) utilizând percentila 90 şi judecata experţilor. Deviaţia acceptabilă a fost considerată 50% din valoarea limită dintre stările Moderată şi Bună (OSPAR, 2005, HELCOM, 2010), 0,67. Limita EQR între starea de referinţă şi starea foarte bună este stabilită întotdeauna la 0,95 (HELCOM, 2010) şi reprezintă alături de limita dintre stările bună şi moderată puncte fixe faţă de care se estimează celelalte graniţe (Tabel 3-8).

Tabel 3-8 Valorile propuse pentru limitele claselor de calitate pe baza parametrului clorofila a, Vara, pentru Directiva-Cadru „Apă”.

Vara

Clasa de calitate Foarte bună Bună Moderată Slabă Proastă Clorofila a µg/l < 1,5 1,5 – 2,05 2,05 – 3,19 3,19 – 7,10 > 7,10

EQR < 0,80 0,80 – 0,67 0,67 – 0,43 0,43 – 0,19 > 0,19

Fig. 3-6 Variaţia sezonieră a clorofilei a în apele costiere româneşti, în anul 2011.

Luând în considerare evaluările anterioare, variabilitatea spaţială şi sezonieră a parametrului chl a (Fig. 3-6), considerăm:

35

Starea ecologică bună ar putea fi atinsă prin scăderea concentraţiilor actuale ale clorofilei, în special vara, în zonele din apropierea surselor de poluare de pe uscat, acolo unde aportul nutritiv este mai însemnat.

3.3.2 Transparenţa apei Fiind un factor determinant în absorbţia intensităţii luminoase, necesare proceselor

fotosintetice, variabilitatea transparenţei integrează multe din efectele concrete ale eutrofizării cum ar fi: cantitatea fitoplanctonului şi zooplanctonului, cantitatea organismelor moarte şi a produşilor de descompunere corespunzători, alte substanţe dizolvate şi materii în suspensie.

Studiul transparenţei s-a efectuat pe un număr de 2.434 măsurători, efectuate în cursul expediţiilor oceanografice din anii 1970-2007, pe reţeaua de staţii de monitoring care acoperă întregul litoral românesc al Mării Negre, 36 de staţii cu adâncimi cuprinse între 5-50m. Transparenţa a oscilat între 0,2-26,0m (Media 5,18m, Mediana 4,0m, Dev.Std. 4,07m). Minima a fost înregistrată în iarna lui 1977, în dreptul Gurilor Dunării, în timp ce maxima s-a înregistrat în vara lui 1974, în zona cea mai sudică, la Vama Veche. Evoluţia temporală evidenţiază tendinţa descrescătoare a transparenţei după a doua jumătate a anilor ’70, precum şi predicţia de scădere (interval de încredere 95%) (Fig. 3-7).

Pe termen lung, 1970-2007, se remarcă lipsa variabilităţii sezoniere accentuate, prin

aceeaşi valoare mediană în toate sezoanele, 4m, şi gradientul uşor descrescător al intervalelor de variaţie din primăvară până în toamnă. Se observă variaţiile din timpul sezoanelor calde, primăvara-vara, precum şi restrângerea domeniului de valori în celelalte anotimpuri. Spaţial, aflate sub influenţa aportului fluvial, apele tranzitorii sunt cele mai puţin transparente. Se remarcă gradientul crescător dinspre apele tranzitorii către cele marine, care au şi variabilitatea cea mai mare. În distribuţia spaţio-temporală, se observă tendinţa cea mai pronunţată de scădere a transparenţei apelor marine, valoarea maximă de 26,0m fiind înregistrată în luna iunie 1974, în zona cea mai sudică a litoralului românesc, la Vama Veche. Distribuţiile sezoniere şi spaţiale ale transparenţei (1970-2007) permit trasarea unor caracteristici generale ale evoluţiei sale în zona

1970

1971

1972

1973

1974

1975

1976

1977

1978

1979

1980

1981

1982

1983

1984

1985

1986

1987

1988

1989

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1996

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2006

2007

Anul

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

22

24

26

28

Tran

spar

enta

[m]

Median 25%-75% Non-Outlier Range Outliers Extremes

Fig. 3-7 Evoluţia temporală a transparenţei apelor la litoralul românesc al Mării Negre, valori mediane anuale, 1970-2007

36

nord-vestică a Mării Negre: transparenţa este minimă în apele tranzitorii, indiferent de sezon, ca urmare a influenţei aportului fluvial; gradientul de variaţie crescător dinspre apele tranzitorii către cele marine este constant, astfel, indiferent de sezon, acestea sunt apele cu transparenţa cea mai mare, fiind şi cele mai adânci; variabilitatea spaţială a transparenţei apei nu este influenţată de sezonul de studiu.

Având în vedere că sezonier, transparenţa din perioada 1970-2007, variază în intervalul

2,0-7,5m, iar spaţial variază între 1,4-9,0m, precum şi valoarea minimă din Ordinul 161/2006 „Normativul privind clasificarea calităţii apelor de suprafaţă în vederea stabilirii stării ecologice a corpurilor de apă”, 2,0m, domeniul de variabilitate atribuit transparenţei apelor de la litoralul românesc al Mării Negre este considerat 3,0-9,0m, cu următoarele intervale de variaţie ale transparenţei, stabilite în vederea unei evaluări a efectelor eutrofizării (Tabel 3-9).

Tabel 3-9Intervale de variaţie ale transparenţei apelor de la litoralul românesc al Mării Negre.

Parametru Nesatisfăcătoare Moderată Bună Foarte bună Transparenţa, m <2 2-3 3-5 >5

Starea ecologică bună a apelor marine este reprezentată de menținerea transparenței între

limitele 3-9m.

3.3.3 5.2.3. Abundenţa macroalgelor

Lista de specii macroalgale, considerate ca date de referinţă pentru apele costiere româneşti (Tabel 3-10), reprezintă speciile identificate în sectorul sudic al litoralului românesc al Mării Negre, în perioada anilor 1970-1981 (Vasiliu, 1984). Aceasta redă un număr de 70 de specii de alge întâlnite la litoralul românesc în perioada anilor 1970-1981, dintre care 28 de specii sunt alge verzi, 10 specii alge brune, 31 specii alge roşii şi o specie ce aparţine grupării Xanthophyta. Lista speciilor prezente la litoralul nostru, în perioada actuală (Bologa, Sava, 2006; Sava, 2006), cuprinde 39 de specii, diferenţiate pe clase astfel: 17 specii de alge verzi, 6 alge brune, 15 specii alge roşii şi o specie ce aparţine Phanerogamelor, ceea ce evidenţiază numărul de specii aflat într-o evidentă descreştere. În prezent, se remarcă dispariţia unor specii precum Ralfsia verrucosa, Desmotrichum undulatum, epifite pe Zostera sp., sau Dermatolithon cystoseirae, Melobesia farinosa, care utilizează pentru dezvoltarea proprie un substrat vegetal, fiind epifite pe Cystoseira sp.; cele două specii, Zostera sp. şi Cystoseira sp. au un areal de răspândire redus, fiind incapabile de a mai dezvolta biomase considerabile ca în trecut. Starea actuală a macrofitelor se caracterizează printr-un fenomen de uniformitate, în care domină algele verzi, şi anume specii ale genurilor Enteromorpha sp, Cladophora sp., Ceramium sp. Astfel, scăderea diversităţii specifice, această sărăcire calitativă, este compensată în prezent de capacitatea unor specii ca Enteromorpha sp., Ceramium sp., Cladophora sp. să dezvolte biomase apreciabile în condiţiile unor ape eutrofizate. O caracteristică principală a acestor specii este aceea că sunt oportuniste, tolerante la eutrofizare, un exemplu elocvent în acest sens fiind

37

speciile Enteromorpha intestinalis, Cladophora vagabunda, Ceramium rubrum, capabile să se dezvolte excesiv, chiar şi în condiţiile actuale ale litoralului românesc. În prezent, domină speciile polisaprobe ca Enteromorpha intestinalis, Ceramium rubrum, Cladophora vagabunda, Bryopsis plumosa, Porphyra leucosticta, specii cu ciclu de viaţă scurt. Speciile oligosaprobe, indicatoare de ape mai puţin impurificate, în care există o cantitate mare de azotaţi şi fosfaţi, dar şi o cantitate ridicată de oxigen, abundente în trecut sub aspectul câmpurilor de Cystoseira sp., sau a speciei Ralfsia verrucosa, existente în perioada anilor 1970-1981, după cum demonstrează lista prezentă, şi-au redus arealul, Ralfsia verrucosa nemaifiind întâlnită în prezent la litoralul nostru. În perioada actuală, Cystoseira barbata se află într-un proces de refacere. Tabel 3-10 Lista de specii macroalgale prezente la litoralul românesc în perioada 1970-1981 (considerată ca perioadă de referinţă) comparativ cu anul 2006

Specia Specii de alge macrofite prezente la litoralul românesc Perioada 1970-1981 Anul 2006

CHLOROPHYTA Ulothrix flacca(Ulothrix pseudoflacca) * *

Ulothrix implexa * * Entocladia viridis * Blidingia marginata * Enteromorpha ahlneriana * * Enteromorpha clathrata * Enteromorpha compressa * * Enteromorpha flexuosa * * Enteromorpha intestinalis * * Enteromorpha linza * * Enteromorpha maeotica * Enteromorpha prolifera * * Ulva rigida (Ulva lactuca) * * Chaetomorpha aerea * * Chaetomorpha chlorotica * Chaetomorpha crassa * Chaetomorpha linum * Rhizoclonium hieroglyphicum * Rhizoclonium implexum * Rhizoclonium tortosum * Cladophora albida * * Cladophora dalmatica * * Cladophora laetevirens * * Cladophora vagabunda * * Cladophora sericea * * Cladophora vadorum * Urospora penicilliformis * * Bryopsis plumosa * * XANTHOPHYTA Vaucheria dichotoma * PHAEOPHYTA Ectocarpus cofervoides * *

38

Ectocarpus siliculosus * * Ralfsia verrucosa * Corynophlaea umbellata * Stilophora rhizoides * Scytosiphon lomentaria * * Striaria attenuata * Desmotrichum undulatum * Cystoseira barbata * * Cystoseira crinita * Punctaria latifolia * Desmarestia viridis * RHODOPHYTA Bangia fuscopurpurea * * Porphyra leucosticta * * Acrochaetium thuretii * * Kylinia hallandica * Kylinia parvula * Kylinia secundata * Kylinia virgulata * Gelidium latifolium * Hildenbrandtia prototypus * Hildenbrandtia rubra * Dermatolithon cystoseirae * Melobesia farinosa * Corallina officinalis * * Phyllophora pseudoceranoides * Phyllophora brodiaei * * Phyllophora nervosa * * Lomentaria clavellosa * * Antithamnion cruciatum * Ceramium rubrum * * Ceramium circinatum * Ceramium elegans * * Ceramium diaphanum * * Ceramium corticatum * Callithamnion corymbosum * * Callithamnion granulatum * Polysiphonia brodiaei * Polysiphonia elongata * * Polysiphonia opaca * Polysiphonia sanguinea * Polysiphonia denudata * * Chondria tenuissima * Laurencia coronopus * Laurencia paniculata * PHANEROGAMA Zostera nana *

39

Datele de care dispunem în acest moment nu se pretează stabilirii unui parametru

numeric care să poată fi utilizat în evaluarea stării de calitate ecologică a apelor costiere cu substrat mixt, pe baza comunităţilor de alge macrofite. În viitor, se va avea în vedere colectarea de date care să permită evaluarea algelor macrofite pe baza parametrului biomasă.

Totuşi, starea ecologică bună, sub aspectul acestui indicator, îl reprezintă diminuarea

biomasei algale şi a efectelor pe care le poate produce în apropierea surselor de poluare de pe uscat.

3.3.4 Modificări în distribuţia speciilor ca de ex: raportul diatomee/dinoflagelate, bentic/pelagic, înfloriri ale algelor toxice cauzate de activităţi umane Compoziţia taxonomică a fitoplanctonului a fost analizată în Directiva-Cadru „Apă”

prin doi parametri indicatori: speciile tip strategie C, reprezentând proporția din total a abundenței dinoflagelatelor (DE% - Heterocapsa rotundata, Heterocapsa triquetra, Scrippsiella trochoidea, Prorocentrum minimum, Prorocentrum micans și Gymnodinium/Gyrodinium), și suma abundențelor a 3 grupuri taxonomice (microflagelate+euglenoficee+cianobacterii) din totalul abundenței fitoplanctonului (pentru sezonul de vară) (Smayda, Reynolds, 2003).

Analiza datelor de referinţă efectuată pentru apele costiere a evidenţiat dominanţa

diatomeelor în proporţie de 54 din totalul speciilor, urmate de dinoflagelate cu 31% din numărul total de specii înregistrate în perioada de referinţă. Speciile aparţinând celorlalte grupe reprezintă împreună sub 15% din total. Referitor la compoziţia pe grupe ecologice, după rezistenţa la salinitate, speciile dulcicole şi dulcicole – salmastricole reprezintă 18% în acest sector, dominanţa revenind speciilor marine şi marine-salmastricole (82% din totalul numărului de specii) (Fig. 3-8, Fig. 3-9).

Fig. 3-8 Proporţia abundenţelor (cel/l) principalelor grupe algale în totalul fitoplanctonului.

40

Fig. 3-9 Variaţia abundenţelor (cel/l) diatomeelor şi dinoflagelatelor, în apele marine ale litoralului romanesc al Mării Negre.

Determinarea stării de calitate, doar pe baza compoziţiei taxonomice a fitoplanctonului, va fi practic imposibilă, acest element de calitate fiind necesar a fi luat în considerare doar împreună cu date ce privesc structura fitoplanctonului, din punctul de vedere al parametrilor de densitate şi biomasă, împreună cu datele de clorofilă a.

Starea ecologică bună ar putea fi definită totuşi prin menținerea proporției între grupele

de diatomee și dinoflagelate, în zonele de influenţă a surselor de poluare de pe uscat.

3.4 Efecte indirecte ale îmbogăţirii cu nutrienţi

3.4.1 Abundenţa algelor perene şi efecte adverse cauzate de reducerea transparenţei Este cunoscut faptul că reducerea masivă şi chiar dispariţia unor specii se datorează

apariţiei, menţinerii şi chiar accentuării unor factori nefavorabili pentru dezvoltarea acestor specii: creşterea gradului de turbiditate, eutrofizarea şi chiar poluarea apelor marine. Speciile perene de alge roşii şi brune, mult mai sensibile la aceşti factori nefavorabili, au suferit un declin drastic, majoritatea dispărând de la litoralul românesc (ex. algele roşii din genul Laurencia – L. pinnatifida, L. coronopus, L. paniculata, L. obtusa, care nu mai fac parte în prezent din tabloul algal de la litoralul nostru). Creşterea cantităţii de suspensii a dus la scăderea transparenţei şi implicit a scăzut limita de dezvoltare a macroflorei algale (Sava, 2000), fiind asfixiaţi germenii şi stadiile juvenile ale algelor roşii şi brune.

Suspensiile (provenite din amenajările portuare sau construcţia de faleze) au declanşat procese de hipo- şi chiar anoxie, cu efecte letale asupra populaţiilor algale. Acţiunea suspensiilor influenţează direct comunităţile de macrofite, prin:

• limitarea pătrunderii luminii în păturile de apă şi reţinerea selectivă, în funcţie de granulometrie sau structura chimică a particulelor;

• procesele de colmatare, de depunere a suspensiilor la nivelul substratului bental.

41

Cantitatea mare de suspensii atrage după sine o reducere a transparenţei şi implicit împiedică fixarea sporilor, apoi germinarea şi dezvoltarea algelor. Este cazul speciilor perene Cystoseira barbata şi C. crinita, care, după îngheţul mării din 1971-1972, au suferit un declin drastic. Germenii şi plantulele tinere nu au mai reuşit să se mai dezvolte şi să refacă vegetaţia distrusă în apele costiere cu un grad mare de turbiditate, consecinţă a aruncării în mare a pământului excavat de la diverse construcţii, sau provenit de la falezele neconsolidate afecatate de eroziune (Bavaru, 1981). Câmpurile de Cystoseira aveau un rol important în amortizarea şocurilor valurilor, iar reducerea lor a atras după sine antrenarea în apă a unor mari cantităţi de suspensii. Totodată reducerea câmpurilor de Cystoseira a atras diminuarea numărului de specii care îşi găseau aici loc de refugiu, de hrănire şi de reproducere (inclusiv peşti), dar a dus şi la dispariţia unor specii epifite obligatorii, fiind profund afectată subcenoza Cystoseira barbata - Mytilus galloprovincialis.

Estimările stocurilor de C. barbata şi C. crinita, din anii 1970-1971, indicau 4.900-5.500 tone biomasă proaspătă (b.p.), după 1972 stocurile s-au diminuat, în 1973 fiind de 755 tone b.p. La nivelul anului 1979, au ajuns să reprezinte doar 2,1% faţă de stocurile de referinţă ale anilor 1970-1971, adică 120,3 tone b.p. (Vasiliu, 1984). În prezent, specia Cystoseira barbata se află în refacere, formând câmpuri bine dezvoltate de-a lungul fâşiei litorale Mangalia-Vama Veche, dar nu se mai poate vorbi de biomase proaspete de câteva tone.

Fanerogamele marine Zostera noltii şi Z. marina (biotop pentru numeroase nevertebrate marine şi peşti) au fost profund afectate, de-a lungul timpului, de activităţile de dragare. Cantonate în orizonturile superioare (1-3m), reducerea transparenţei afectează profund aceste plante superioare perene, deoarece le împiedică să desfăşoare procesul de fotosinteză. Pe de altă parte, speciile oportuniste din genul Cladophora, pentru care scăderea transparenţei nu este un factor limitativ, se dezvoltă în mod abundent, mai ales pe durata sezonului cald, şi se fixează ca epifite pe talurile de Z. noltii, sufocându-le şi împiedicându-le să-şi desfăşoare procesele.

Starea ecologică bună ar putea fi reprezentată de menținerea distribuției spațiale a

speciilor perene (Cystoseira, Zostera) în limite stabile.

3.4.2 Oxigen dizolvat – modificări datorate descompunerii cantităţilor mari de substanţă organică şi suprafaţa zonei afectate.

Analiza coeficienţilor de corelaţie a diferiţilor parametri fizico-chimici cu oxigenul

dizolvat (staţia Constanţa) evidenţiază, ca principal factor de influenţă, temperatura (r = - 0,86), urmat de concentraţiile azotaţilor (r = 0,38). Corelaţia pozitivă azotaţi – oxigen dizolvat evidenţiază rolul nutritiv al aportului de azotaţi pentru susţinerea înfloririlor fitoplanctonice producătoare de oxigen, precum şi caracterul episodic al fenomenelor hipoxice.

Pentru intervalul cu cea mai mare variabilitate, 1998-2007, s-au analizat valorile absolute, observaţiile zilnice din staţia Constanţa (N=2280). Acestea au oscilat între 1,69 şi 12,97 cm3/L (Media 7,39 cm3/L, Mediana 7,27 cm3/L, Dev.Std. 1,64 cm3/L), cu majoritatea valorilor în intervalul de încredere 95%. Astfel, în acest interval nu s-au înregistrat fenomene anoxice, soldate cu mortalităţi în ihtiofaună, dar au existat mai multe fenomene hipoxice, când valoarea oxigenului a fost cuprinsă între 1 şi 3 cm3/l, dintre care 3 în anul 1998. Aceste fenomene s-au înregistrat în sezonul cald (lunile iulie-septembrie), ca o consecinţă a creşterii temperaturii apei

42

şi predominanţei fenomenelor oxidative de descompunere a materiei organice produse. Concentraţiile oxigenului dizolvat în coloana de apă (N = 6089) evidenţiază anul 1963 ca fiind anul cu mediana maximă. Anul 1976 deţine atât valoarea minimă absolută a intervalului 14,3µM (0,32 cm3/L), în luna septembrie în staţia EC2 30m (la fund), cât şi maxima absolută, 754,3µM (16,9 cm3/L) în luna martie EC1 0m.

Spre deosebire de probele de suprafaţă, unde corelarea cu temperatura era foarte bună, în cazul oxigenului dizolvat în coloana de apă, corelarea cu temperatura scade (r = - 0,29), ca urmare a lipsei circulaţiei, a intensificării stratificării maselor de apă şi producţiei de oxigen mai scăzută la adâncimi mai mari de 10-20m. Studiul regimului oxigenului dizolvat în coloana de apă (0-50m) (N=6089) surprinde fenomenele hipoxice din intervalul 1963-2007 (Fig. 3-10).

Astfel, valoarea minimă determinată pentru întregul interval, de 14,3µM (0,32 cm3/L), se

regăseşte în data de 26 septembrie 1975, în staţia Est Constanta 2, la adâncimea de 30m. Semnalate în fiecare vară începând cu anul 1975, fenomenele de înflorire au devenit din ce în ce mai frecvente şi mai intense (Cociaşu, 1983). În faza de declin a înfloririi, când populaţia masivă de alge s-a descompus, cantităţi mari de oxigen au fost consumate în fenomenele oxidative, motiv pentru care s-au înregistrat frecvent scăderi considerabile ale oxigenului, adesea sub 3 cm3/L (Cociaşu, 1983). Valorile minime înregistrate în intervalul 1963-2007 se situează sub valoarea de 3cm3/L în 62,9% din cazuri, din care 59,9% în intervalul 1971-1983. Majoritatea se regăsesc în timpul sezonului cald (iulie-septembrie). Astfel, dacă fenomenele hipoxice au fost destul de izolate până în anul 1975, ele s-au repetat regulat în fiecare vara începând cu anul 1975 (Cociaşu, 1983) până în anul 1986. Fenomenul a atins cote maxime în perioada iulie-septembrie

Box Plot Median 25%-75% Non-Outlier Range Outliers

Extremes

1963

1964

1965

1966

1967

1968

1969

1970

1971

1972

1973

1974

1975

1976

1977

1978

1979

1980

1981

1982

1983

1984

1985

1986

1987

1988

1989

1990

1991

1992

1993

1994

1995

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2006

2007

Anul

0

100

200

300

400

500

600

700

800

Oxi

gen

dizo

lvat

[µM

]

Fig. 3-10 Evoluţia anuală a medianelor oxigenului dizolvat, Est Constanta, 1963-2007.

43

1975, august şi septembrie 1978 şi august 1982, perioade în care diminuarea concentraţiilor oxigenului dizolvat a ajuns aproape de epuizare (0,33 cm3/L în august şi 0,32 cm3/L în septembrie 1975) (Cociaşu, 1983). În toate cazurile s-a constatat că masele din apropierea fundului (10-40m), din zona cuprinsă între 1 şi 20 de mile marine, au fost extrem de afectate. În acest sector, caracterizat de populaţie bentică densă, deficitul de oxigen a produs importante modificări calitative şi cantitative în populaţiile bentice (Cociaşu, 1983).

În prezent, la litoralul românesc al Mării Negre nu există zone hipoxice permanente, fenomenul hipoxiei fiind legat mai mult de factorii climatici decât de cei biologici. Fenomene extreme, caracteristice exclusiv sezonului cald, episoadele hipoxice pot crea dezechilibre grave în ecosistemul fragil al zonei. Analiza şirului de date istorice de la Est Constanţa a condus la stabilirea domeniului de variaţie specific zonei de studiu şi a limitelor intervalelor de concentraţii care evaluează starea eutrofizării apelor de la litoralul românesc al Mării Negre (Tabel 3-11Tabel 4.10). Domeniul de variaţie specific, atribuit coloanei de apă (0-50m) de la litoralul românesc este 275,0-365,0µM, interval în care se încadrează 50% din valorile măsurate în perioada 1963-2007.

Tabel 3-11 Starea oxigenului dizolvat în apele de la litoralul românesc al Mării Negre. Parametru Nesatisfăcătoare Moderată Bună Foarte bună

Oxigen dizolvat, µM <100,0 100,0-275,0 275,0-400,0 >400,0

Starea ecologică bună ar putea fi reprezentată de menținerea a 75% din valorile măsurate în domeniului de variație specific atribuit coloanei de apă de la litoralul românesc. Cercetări viitoare

Având în vedere cele de mai sus, considerăm că în evaluările ulterioare ale eutrofizării

apelor de la litoralul românesc al Mării Negre va trebui să se ţină cont de factori necuantificaţi încă cu precizie, ca de exemplu aportul atmosferic de nutrienţi şi impactul schimbărilor climatice asupra biodisponibilităţii nutrienţilor şi transformările acestora, rolul raportului molar precum şi stoechiometria nutrienţilor în producţia fitoplanctonică şi algală. Va fi foarte important să se cuantifice fondul natural de nutrienţi şi aportul antropic pentru a putea separa variabilitatea naturală de cea influenţată antropogenic. Complexitatea eutrofizării impune de asemenea şi alte direcţii de cercetare în zonă cu privire la rolul fertilizator al CO2, conţinutul în azot, fosfor şi siliciu al biomasei fitoplanctonice, cuantificarea surselor interne de nutrienţi - adevărate pompe biologice – regenerare, excreţii, resuspensie, upwelling, cuantificarea azotului molecular fixat de bacterii, rolul îngrăşămintelor organice în aportul nutritiv în condiţiile utilizării pe scară din ce în ce mai largă a fertilizatorilor biologici.

De asemenea, deşi s-au făcut primii paşi în testarea indicatorilor TRIX şi HEAT, utilizaţi pentru evaluarea integrată a eutrofizării, este necesară adaptarea acestora la condiţiile din apele marine de la litoralul românesc al Mării Negre. Dezvoltarea unor indicatori de evaluare a modificărilor în comunitățile planctonice, precum indexul grupurilor funcționale planctonice, este foarte importantă pentru evaluarea stării

44

ecologice bune. Cercetările ar trebui să se concentreze de asemenea pe studiul productivității primare, a dezvoltărilor macroalgale și a înfloririlor dăunătoare (Harmful Algal Blooms) de mare amploare.

Obiective de mediu Evaluarea iniţială, analiza presiunilor şi efectelor precum şi caracterizarea stării ecologice

bune din perspectiva Descriptorului calitativ 5 (Eutrofizarea rezultată din activităţile umane,, în special efectele sale nefaste cum ar fi pierderi ale biodiversităţii, degradarea ecosistemelor, proliferarea algelor toxice şi dezoxigenarea apelor profunde, este redusă la minimum), au condus la stabilirea următoarelor obiective de mediu care să permită minimizarea eutrofizării provenită din activităţi umane prin:

• Aport de nutrienţi din surse de poluare de pe uscat, punctiforme şi difuze, inclusiv fluvial, la niveluri care să nu cauzeze intensificarea eutrofizării şi să nu afecteze sănătatea umană şi biodiversitatea prin:

o Reducerea/interzicerea utilizării detergenţilor pe bază de fosfaţi; o Îmbunătăţirea practicilor agricole care să permită reducerea poluării cu azot şi

fosfor; o Modernizarea staţiilor de epurare astfel încât nivelurile concentraţiilor din apele

marine receptoare să permită atingerea stării ecologice bune în orice sezon.

45

4 Caracterizarea stării ecologice bune pentru Descriptorul “ Contaminaţi” (D8)

"Concentraţiile de contaminanţi sunt la niveluri care nu dau naştere la efecte de poluare".

Definirea stǎrii ecologice bune din perspectiva descriptorului 8 se referǎ la impactul asupra mediului marin produs de substanţele chimice cu origine antropicǎ. Din acest punct de vedere, trebuie definite nivelurile substanţelor chimice care nu afecteazǎ buna funcţionare a ecosistemelor marine.

4.1 Metale grele Metalele grele sunt în mod natural prezente în mediu, dar cantitǎţi suplimentare pot fi

introduse în mediul marin în urma multor activitǎţi antropice. Conceptul de stare ecologicǎ bunǎ (SEB) în raport cu contaminarea chimicǎ a fost

abordat fie în cadrul convenţiilor mǎrilor regionale, fie, în cazul apelor costiere şi tranzitorii, în procesul de implementare al Directivei Cadru privind Apa (2000/60/CE), precum şi directiva care stabileşte normele de calitate a mediului în domeniul apǎ (2008/105/CE).

Un prim punct esenţial pentru definirea SEB este alegerea indicatorilor care vor fi utilizaţi pentru evaluarea atingerii şi menţinerii SEB. Aceasta implicǎ:

- alegerea substanţelor chimice antropice (metale grele care pot proveni şi din aport

antropic: cupru, cadmiu, plumb, nichel, crom); - alegerea matricei investigate (sediment şi biota);

Al doilea punct esenţial este determinarea valorilor care permit determinarea stǎrii

ecologice (valori de referinţǎ (fondul natural) stabilite în procesul de implementare a Directivei Cadru privind Apa; valori pentru stare ecologicǎ bunǎ: legislaţie naţionalǎ - Ord. 161/2006 sau internaţionalǎ - OSPAR). Cerinţa este de a defini SEB din punctul de vedere al criteriilor şi indicatorilor D8:

4.1.1 Concentraţia contaminanţilor

Concentraţiile contaminanţilor menţionaţi mai sus, mǎsurate în matrici relevante (apa, sediment şi biota), într-o manierǎ care sǎ asigure comparabilitatea cu evaluǎrile efectuate sub Directiva 2000/60/EC (8.1.1).

46

Progresul spre o stare ecologică bună depinde dacă poluarea este progresiv eliminatǎ, adică prezenţa contaminanţilor în mediul marin şi efectele lor biologice sunt menţinute în limite acceptabile, astfel încât să se asigure că nu există efecte semnificative asupra mediului marin.

Aportul contaminanţilor constituie presiunea asupra ecosistemului marin, nivelurile contaminaţilor caracterizeazǎ starea chimicǎ, iar modificǎrile mediului marin constituie impactul. În cadrul descriptorului 8 şi funcţie de datele disponibile pânǎ în prezent, impactul asupra mediului marin se reflectǎ în concentraţiile contaminanţilor în componentele ecosistemului marin (8.1.). Astfel, SEB se referǎ la determinarea unei stǎri chimice bune şi la reducerea impactului pânǎ la limite acceptabile. Acţiunea de reglementare a surselor de contaminare permite evitarea faptului ca mediul marin, ultimul receptor al activitǎţilor umane, sǎ devinǎ poluat ireversibil. De fapt, timpul de rǎspuns caracterisitic al mediului marin la contaminare poate fi îndelungat, mult dupǎ ce sursa de poluare a încetat sǎ emitǎ sau şi-a redus aportul. Metalele grele intrǎ în categoria poluanţilor persistenţi, neputând fi eliminate din ecosistem. Astfel, bioacumularea şi bioamplificarea contaminantilor reprezintǎ un impact biologic, strâns legat de starea chimicǎ a mediului marin.

Urmǎtoarele metale grele sunt propuse pentru a fi luate în considerare pentru evaluarea Seb în apele marine româneşti:

- cupru, cadmiu, plumb, nichel si crom; Matricile considerate corespunzǎtoare pentru evaluare sunt:

- sedimente şi biota (moluşte marine).

Criteriile de evaluare a rezultatelor programelor de monitoring, aplicate substanţelor periculoase, permit evaluarea nivelurilor de concentraţie, precum şi a tendinţelor de evoluţie temporalǎ.

4.1.2 Concentraţia metalelor grele (Cu, Cd, Pb, Ni, Cr)

Având în vedere stadiul actual al cunoştiinţelor, se pot considera pentru DCSM criteriile elaborate în procesul de implementare al DCA, precum şi acelea recomandate de legislaţia naţionalǎ (Ord. 161/2006) sau internaţionalǎ (de exemplu, OSPAR recomandǎ Criterii de Evaluare a Mediului – EAC, pentru biota şi sedimente). Aceste criterii reprezintǎ astfel nivelurile de concentraţie ale contaminanţilor în mediul marin care nu trebuie depǎşite, pentru a putea fi consideratǎ stare ecologicǎ bunǎ. Utilizarea ca matrici de investigaţie a organismelor şi sedimentelor, în locul apei marine, este recomandatǎ, având în vedere concentrarea contaminanţilor în urma proceselor biologice (biota) sau fizico-chimice (sediment). Metalele grele sunt adesea prezente în apa marinǎ la nivel de urme, îngreunând cuantificarea lor într-o manierǎ fiabilǎ.

În prezent, norme specifice de calitate în diferite matrici pentru anumiţi contaminanţi sunt în curs de elaborare în cadrul DCA, valori care vor putea fi disponibile pentru viitoarea evaluare a SEB. De asemenea, pe plan european se preconizeazǎ şi utilizarea Concentraţiilor de Fond pentru Evaluare (BAC), elaborate de OSPAR. În cazul în care criteriul de evaluare (EAC) pentru o substanţǎ nu este disponibil, OSPAR propune metoda urmǎtoare pentru determinarea SEB într-o anumitǎ zonǎ marinǎ: se determinǎ nivelul de concentraţie în sediment sau biota care corespunde la 5-10% din eşantioanele cel mai puţin poluate.

Evaluarea tendinţelor este în egalǎ mǎsurǎ un indicator cantitativ pentru determinarea menţinerii stǎrii ecologice bune.

47

4.1.3 Poluanţii organici persistenţi

Contaminanţii care reprezintǎ o problemǎ de mare interes în mediul marin sunt cei care sunt persistenţi, toxici şi se acumuleazǎ în organisme. În ciuda reglementǎrilor stabilite înca de la începutul anilor ’70, unii poluanţi organici persistenţi sunt integraţi în ciclurile naturale biogeochimice în ecosistemele marin.

Aprecierea calitǎţii mediului marin în ceea ce priveşte concentraţiile de contaminaţi chimici s-a fǎcut sub auspiciile Directivei Cadru Apǎ. Aprecierea calitǎţii mediului marin s-a fǎcut prin compararea concentraţiilor contaminanţilor din mediu cu concentraţii maxime admise stabilite de legislaţia în vigoare (Directiva EC 105/2008), legislaţie care are drept obiectiv sǎ protejeze ecosistemele marine pelagice şi bentale, dar şi populaţia umanǎ de efectele negative ale contaminanţilor chimici.

Primul punct pentru definirea stǎrii ecologice bune este alegerea indicatorilor care vor fi utilizaţi pentru evaluarea atingerii şi menţinerii stǎrii ecologice bune. Aceasta implicǎ alegerea substanţelor chimice şi a matricei investigate.

Aprecierea stǎrii ecologice bune trebuie sǎ ia în considerare, în primul rând, substanţele prioritare identificate de OSPAR, HELCOM, MEDPOL, BSC, AMAP şi Directiva Cadru Apǎ, adicǎ hexaclorbenzen, lindan, heptaclor, aldrin, dieldrin, endrin, DDT şi metaboliţii sǎi, antracen, fenantren, benzo(a)antracen, crisen, fluoranten, naftalinǎ, piren, benzo(a)piren, benzo(b)fluoranten, benzo(k)fluoranten, benzo(ghi)perilen, indeno[1,2,3-c,d]piren în toate matricile ecosistemului marin: apǎ, sedimente şi biotǎ.

Al doilea punct esenţial este determinarea valorilor care definesc starea ecologicǎ bunǎ, valori care au fost au fost stabilite sub auspiciile Directivei Cadru Apǎ, în conformitate cu legislaţia în vigoare (Directiva EC 105/2008). Definirea stǎrii ecologice bune din punctul de vedere al criteriilor și indicatorilor D8:

4.2 Concentraţia contaminanţilor

Concentraţiile poluanţilor menţionaţi anterior, mǎsurate în matrici relevante (apǎ, sediment şi biotǎ), într-o manierǎ care sǎ asigure comparabilitatea cu evaluǎrile efectuate sub Directiva 2000/60/EC (8.1.1).

Starea ecologicǎ bunǎ în accepţiunuea descriptorului 8 al MSFD reprezintǎ aceea stare a ecosistemului în care nu se constatǎ prezenţa efectelor poluǎrii asupra organismelor marine. Totodatǎ starea ecologicǎ bunǎ trebuie sǎ previnǎ deteriorarea ulterioarǎ a mediului marin.

În lipsa unor studii privind efectele poluanţilor organici persistenţi asupra ecosistemului marin de la litoralul românesc al Mǎrii Negre starea ecologicǎ bunǎ va fi definitǎ de încadrarea concentraţiilor poluanţilor organici persistenţi în anumite limitele. Pentru evaluarea stǎrii ecologice bune în apele marine româneşti sunt propuşi a fi luaţi în considerare urmǎtorii poluanţi organici persistenţi: hexaclorbenzen, lindan, heptaclor, aldrin, dieldrin, endrin, DDT şi metaboliţii sǎi, antracen, fenantren, benzo(a)antracen, crisen, fluoranten,

48

naftalinǎ, piren, benzo(a)piren, benzo(b)fluoranten, benzo(k)fluoranten, benzo(ghi)perilen, indeno[1,2,3-c,d]piren în toate matricile ecosistemului marin: apǎ, sedimente şi biotǎ. Starea ecologicǎ bunǎ va fi definitǎ în cazul apei marine de încadrarea concentraţiilor poluanţilor organici persistenţi în limitele admise de Directiva EC 105/2008.

Întrucât starea ecologicǎ bunǎ trebuie sǎ previnǎ deteriorarea ulterioarǎ a mediului marin, pentru sedimente şi biotǎ, se aprecieazǎ starea ecologicǎ bunǎ în cazul menţinerii concentraţiilor poluanţilor organici persistenţi în limitele actuale.

Caracterizarea SEB (niveluri, tendinţe, valori prag, ţinte ce permit evaluarea atingerii SEB) Obiectivele DCSM în ceea ce priveşte Descriptorul 8 sunt de a tinde spre o bunǎ stare ecologicǎ prin diminuarea aporturilor de substanţe care prezintǎ un risc pentru mediu, ecosistem şi oameni. Metoda propusǎ de evaluare a GES prin prisma D8 este prezentatǎ în tabelul urmǎtor: Criteriul Indicatorul Mǎsurând Referinţe

pentru evaluare

Remarci

8.1. 8.1.1. Concentraţia contaminanţilor mǎsuratǎ într-o matrice corespunzǎtoare (apa, sediment, biota), printr-o metodǎ care sǎ asigure comparabilitatea cu evaluǎrile realizate în cadrul directivei 2000/60/CE

-Nivelurile contaminanţilor (Cu, Cd, Pb, Ni, Cr) în sediment şi biota; -Concentraţiile Cu, Cd, Pb, Ni, Cr în biotǎ nu cresc în timp - Nivelurile contaminanţilor (hexaclorbenzen, lindan, heptaclor, aldrin, dieldrin, endrin, DDT şi metaboliţii sǎi, antracen, fenantren, benzo(a)antracen, crisen, fluoranten, naftalinǎ, piren, benzo(a)piren, benzo(b)fluoranten, benzo(k)fluoranten, benzo(ghi)perilen, indeno[1,2,3-c,d]piren) în apǎ, sedimnet şi biotǎ ; - Nivelurile contaminanţilor (hexaclorbenzen, lindan, heptaclor, aldrin, dieldrin, endrin, DDT şi metaboliţii sǎi, antracen, fenantren, benzo(a)antracen, crisen, fluoranten, naftalinǎ, piren, benzo(a)piren, benzo(b)fluoranten, benzo(k)fluoranten, benzo(ghi)perilen,

-DCA; Ord.161/2006; -Criterii OSPAR; -Tendinţele temporale pentru evaluarea menţinerii stǎrii bune - Directiva EC 105/2008

Anumite norme specifice de calitate sunt în curs de elaborare la nivel european;

49

indeno[1,2,3-c,d]piren) în sediment şi biotǎ nu cresc în timp

Obiective de mediu:

• obiective de stare: Concentratiile contaminaţilor în sedimente şi biota nu prezintǎ tendinţe crescǎtoare;

• obiective de presiune: Aportul de contaminanţi în mediul marin este redus; • obiective de impact: Procentul eşantioanelor de sedimente şi biotǎ care depǎşesc

standardele de calitate pentru metale grele este redus (<20%).

50

5 Bibliografie

Bavaru A., 1981 – Consideraţii privind situaţia actuală a vegetaţiei algale macrofite de la litoralul românesc al Mării Negre. Lucr. St. ser. biol., Inst. Inv. Sup, Constanţa: 97-101. Bodeanu N., 1989– Algal blooms and development of the main phytoplanktonic species at Romanian Black Sea littoral under eutrophication conditions, Cercetari Marine, Vol.22, pp. 107-126. Borja A., I. Muxika, 2005 – Guidelines for the use of AMBI (AZTI’s Marine Biotic Index) in the assessment of benthic ecological quality, Marine Pollution Buletin, 48:1-9 Borja, A., A. B. Josefson, A. Miles, I. Muxika, F. Olsgard, G. Phillips, J. G. Rodríguez and B. Rygg, 2006 (in press). An approach to the intercalibration of benthic ecological status assessment in the North Atlantic ecoregion, according to the European Water Framework Directive. Marine Pollution Bulletin Borja, A., Franco, J., Muxika, I., 2003. Classification tools for marine ecological quality assessment: the usefulness of macrobenthic communities in an area affected by a submarine outfall. ICES CM 2003/Session J-02, Tallinn, Estonia, 24–28 September Borja, A., J. Franco & V. Pérez, 2000. A marine biotic index to establish the ecological quality of soft bottom benthos within European estuarine and coastal environments, Marine Pollution Bulletin, 40(12): 1100-1114 BSC, 2007 – Black Sea Transboundary Analysis, Publication of the Commission on the Protection of the Black Sea Against Pollution. BSC, 2008– State of the environment of the Black Sea (2001-2006/7), Publication of the Commission on the Protection of the Black Sea against Pollution, pp. 447. Chirila V., 1965 – Observaţii asupra condiţiilor fizico-chimice ale mării la Mamaia, în anii 1959 şi 1960, Ecologie marină, pp. 139-184. Cociaşu Adriana, Lazăr Luminiţa, Vasiliu D., 2008 – New tendency in nutrients evolution from coastal waters, Cercetări Marine nr.38, pp. 7-24. Cociaşu Adriana, Popa Lucia, Dorogan Liliana, 1983 – Modifications survenues dans la dynamique de l’oxygene des eaux littorals roumaines – Cercetari Marine, Vol.16, pp. 39-54. Dencheva K.,2011 - Improvements in sampling design and estimation of Ecological index – EI (modified Ecological Evaluation Index) of macrophytobenthic communities for implementation of European Water Framework Directive European Commission, 2002 - Eutrophication and Health, Luxembourg: Office for Official Publications of the European Communities, pp. 128. GEOHAB, 2006 – Global Ecology and Oceanography of Harmful Algal Blooms, Harmful Algal Blooms in Eutrophic Systems, pp. 74. Gianguzza A., Pelizzetti E., Sammartano S., 2000 - Chemical processes in marine Gomoiu M.-T, 1992 – Marine eutrophication syndrome in the North-Western part of the Black Sea, Science of the total environment, Elsevier, pp. 683-692. Grall, & M. Glemarec, 1997 – using biotic indices to estimate macrobenthic community perturbations in the bay of Brest. Estuarien and coastal Shelf Science, 44A: 43-53. Grasshoff K., Kremling K., Ehrhardt M., 1999 – Methods of Seawater Analysis, Wiley-VCH, pp. 599.

51

HELCOM, 2009 - Eutrophication in the Baltic Sea. An integrated thematic assessment of the effects of nutrient enrichment in the Baltic Sea region. Environment Proceedings No. 115B, pp. I.N.C.D.M., 2008 - Studiu privind elaborarea sistemelor de clasificare a apelor de suprafaţă. ICPDR –ICPBS, 1999 – Causes and Effects of Eutrophication in the Black Sea Summary report, Programme Coordination Unit UNDP/GEF Assistance, pp. 93. Mee L.D., Friederich J., Gomoiu M-. T., 2005 – Restoring the Black Sea in Times of Uncertainy, Oceanography, Vol.18, pp. 32-43. Mee L.D., Topping G., 1999 – Black Sea Pollution Assessment. Black Sea Environmental Series Vol,10, pp. 380. Oguz T., Velikova Violeta, 2010 – Abrupt transition of the northwestern Black Sea shelf ecoszstem from a eutrophic to an alternative pristine state, Marine Ecology Progress Series, Vol.405, pp. 231-242. Orfanidis S., Panayotidis P., Stamatis N., 2001 - Ecological evaluation of transitional and coastal waters: a marine benthic macrophytes-based model, Mediterranean Marine Science, Vol. 2/2, 2001, 45-65 Sava D., 2000 - Observaţii preliminare asupra biomasei algelor macrofite marine de la litoralul românesc al Mării negre. Acta Botanici Bucurestiensis, 28 :199-206. Skolka H., 1967 – Consideraţii asupra variaţiilor calitative şi cantitative ale fitoplanctonului litoralului românesc al Mării Negre, Ecologie Marină, pp. 193-293. Smayda, T.J. and C.S. Reynolds 2003. “Strategies of marine dinoflagellate survival and some rules of assembly”. Journal of Sea Research 49, 95-106 Smayda, T.J. and C.S. Reynolds 2003. “Strategies of marine dinoflagellate survival and some rules of assembly”. Journal of Sea Research 49, 95-106 Spatharis S., G. Tsirtsis, 2010. “Ecological quality scales based on phytoplankton for the implementation of Water Framework Directive in the Eastern Mediterranean”, Ecological Indicators, 612-620 Studii anuale INCDM -2009-2010 (macrozoobentos) Vasiliu F., 1984 - Producţia algelor macrofite de la litoralul românesc al Mării Negre. Teza de doctorat MEI, Inst. de St. Biol. Vollenweider R. A., Giovanardi F., Montanari G., Rinaldi A., 1998- Characterization Of The Trophic Conditions Of Marine Coastal Waters With Special Reference To The Nw Adriatic Sea: Proposal For A Trophic Scale, Turbidity And Generalized Water Quality Index-Environmetrics, 9, pp. 329-357. Yunev O. A., Carstensen J., Moncheva S., Khaliulin A., Aertebjerg G., Nixon S., 2007 - Nutrient and phytoplankton trends on the western Black Sea shelf in response to cultural eutrophication and climate change, Estuarine, Coastal and Shelf Science, Vol.65, pp. 172-190. Yunev O. A., Vedernikov V. I., Basturk O., Yilmaz A., Kideys A., Moncheva Snejana, Konovalov S., K., 2002 - Long term variations of surface chlorophyll a and primary production in open Black Sea, Marine Ecology Progress series Vol.230, pp. 11-28.

Documents

Determinarea stării ecologice bune pentru apele româneşti ale Mării